Моніторинг земель поблизу ВАТ "Рівнеазот"

Зміст

Вступ……………………………………………………………………………… 2

Розділ 1. Забруднення ґрунтів промисловими підприємствами. 6

1.1 Охорона та моніторинг земель. 6

1.2 Боротьба з забрудненням ґрунтів промисловими відходами. 9

1.3 Контроль за накопиченням важких металів у ґрунті та рослинах. 13

1.4 Закономірності розподілу і поведінки металів у ґрунті 17

1.5 Надходження важких металів у рослини та їх фітотоксичність. 26

1.6 Нормування вмісту важких металів у ґрунті 32

1.7 Способи детоксикації важких металів, техногенно накопичених у ґрунті 34

1.8 Токсична дія важких металів. 36

Розділ 2.Методика обстеження земель навколо підприємств-забруднювачів. 42

2.1 Обстеження земель навколо підприємства ВАТ «Рівнеазот». 44

Висновки. 49

Список використаних джерел та літератури. 52

Вступ

 

Актуальність теми. Постійно зростаючий негативний вплив діяльності людини нерідко призводить до катастрофічного стану довкілля, що визначається насамперед руйнуванням і навіть розривом сталих взаємозв`язків у живих екосистемах. В ряду першочергових складових охорони природи особливо важливого значення набуває екологічно збалансоване природокористування із систематичним визначенням якості території чистих і забруднених земель на основі нових високочутливих інструментальних методів.

Відповідно до Конституції України ст. 14 Земля є основним національним багатством, що перебуває під особливою охороною держави. В останні роки спостерігаються суттєві негативні зміни у якісному стані земель, обумовлені посиленням інтенсивності впливу антропогенних та техногенних факторів на земельні ресурси. Незбалансоване навантаження на землі всіх категорій, визначених Земельним кодексом України, досягло рівня, за яким можливі катастрофічні наслідки не тільки для всієї системи природокористування, але і для соціальної сфери в цілому. Як свідчать статистичні дані, спостерігається стала тенденція погіршення родючості якісного стану земельного фонду.

Особливе занепокоєння викликає зростання в останні роки процесів техногенного забруднення та порушень водно-хімічних показників якості ґрунтів. Для підтримки рішень по забезпеченню виконання вимог закону України «Про охорону земель» і ряду інших законодавчих актів, регулюючих сучасні земельні відносини в Україні, необхідно мати достовірні, точні і своєчасні дані про якісні і топографічні характеристики забруднених та деградованих земель, природу і параметри чинників деградації та забруднення [7, 349].

Моніторинг земель – це система спостереження за станом земель з метою своєчасного виявлення змін, їх оцінки, відвернення та ліквідації наслідків негативних процесів. У системі моніторингу земель проводиться збирання, оброблення, передавання, збереження та аналіз інформації про стан земель, прогнозування їх змін і розроблення наукового обґрунтувальних рекомендацій для прийняття рішень щодо запобігання негативним змінам стану земель та дотримання вимог екологічної безпеки. Моніторинг земель є складовою частиною державної системи моніторингу довкілля.

Завданням моніторингу земель є періодичний контроль динаміки основних гнунтових процесів у природних умовах і при антропогенних навантаженнях, прогноз еколого-економічних наслідків деградації земельних ділянок з метою запобігання або усунення дії негативних процесів. До завдань монітор гину земель відносяться: довгострокові систематичні спостереження за станом земель, аналіз екологічного стану земель, своєчасне виявлення змін стану земель, оцінка цих змін, прогноз і вироблення рекомендацій про попередження і усунення наслідків негативних процесів, інформаційне забезпечення ведення державного земельного кадастру, землекористування, землеустрою, державного контролю за використанням і охороною земель, а також власників земельних дільниць.

Моніторинг земель є однією із функцій управління в сфері використання та охорони земель. Його об’єктом є земельний фонд України незалежно від форм власності на землю, цільового призначення та характеру використання. Моніторинг земель складається із систематичних спостережень за станом земель (зйомки, обстеження і вишукування), виявлення змін, а також оцінки: стану використання угідь, полів, ділянок, процесів, пов’язаних із мінами родючості грунтів, заростанні сільськогосподарських угідь, забруднення земель токсичними речовинами, стану берегових ліній, річок, морів, озер, водосховищ, гідротехнічних споруд, процесів, пов’язаних з утриманням ярів, сальовими потоками, землетрусами та іншими явищами, стану земель населених пунктів, територій, зайнятих нафтогазовими об’єктами, очисними спорудами, а також іншими промисловими об’єктами.

Моніторингу земель поблизу хімічного підприємства «Рівнеазот», як потенційного забруднювача прилеглих ґрунтів присвячене дане дослідження.

Мета і задачі дослідження. Мета дослідження полягала у науковому обґрунтуванні методів визначення забруднення ґрунтів поблизу ВАТ «Рівнеазот».

Для досягнення означеної мети необхідно було вирішити такі задачі:

-  Проаналізувати поняття «Охорона ґрунтів», його структуру та функції;

-  Визначити основні показники забруднення прилеглих ґрунтів промисловими підприємствами;

-  Розробити систему моніторингу ґрунтів навколо ВАТ «Рівнеазот»;

-  Виявити ступінь забруднення ґрунтів на різних відстанях від підприємства-забруднювача «Рівнеазот».

Об’єктом дослідження є територія – ґрунти навколо ВАТ «Рівнеазот».

Предмет дослідження — проведення моніторингу ґрунту навколо ВАТ «Рівнеазот».

Методи дослідження. Теоретичні – опрацювання та узагальнення теоретичного наукового матеріалу щодо охорони та моніторингу ґрунтів та їх забруднення промисловими підприємствами. Методи експериментальних досліджень – для вивчення забруднення ґрунтів викидами ВАТ «Рівнеазот» було закладено пробні площадки розміром 1га по 8-ми напрямках рози вітрів в радіусі 1 км, 2,5 км, 5 км, 10 км. Змішаний зразок складався з 20-40 індивідуальних проб відібраних на пробних площадках розміщених на віддалі 5 і 10 км і 40-60 проб відібраних на віддалі 1 і 2,5 км буром на глибину 20 см.

Визначення міді, цинку, кадмію та свинцю проводилось у витяжці 0,1н азотної кислоти з послідуючою атомно-абсорбційною спектрофотометрією на С-115. Визначення ртуті проводилось у витяжці суміші концентрованих азотної та сірчаної кислоти в співвідношенні 1:1 методом безполум'яної атомної абсорбції на приладі «Юлія-2».

Практичне значення одержаних результатів. Результати дослідження дали можливість оцінити стан забруднення ґрунтів навколо одного з найкрупніших в Україні хімічного заводу – ВАТ «Рівнеазот».

Структура дослідження. Дослідження складається зі вступу, двох розділів, заключних висновків, списку використаної літератури, який налічує 27 найменувань.

Розділ 1. Забруднення ґрунтів промисловими підприємствами 1.1 Охорона та моніторинг земель

Основна мета охорони земель – це впровадження правових, організаційних та економічних заходів, спрямованих на відтворення та підвищення родючості ґрунтів, захист від шкідливих антропогенних впливів.

Земля – специфічний вид матеріальних ресурсів є базисом, головним засобом виробництва в сільському господарстві, сховищем природних багатств, носієм інфраструктури, врешті-решт – годувальницею всього людства.

Продуктивні землі цілком справедливо відносять до унікальних природних і виробничих ресурсів. Саме вони, на відміну від інших природних ресурсів, за умов раціонального та екологічно виваженого використання здатні фізично не зменшуватися і не втрачати своєї родючості.

Еколого-економічний підхід відповідає вимогам основного економічного принципу господарювання - досягнення найвищої економічної ефективності виробництва при мінімальних затратах ресурсів і коштів, а також основного екологічного принципу – забезпечення раціонального використання природних ресурсів, зведення до мінімуму шкоди, яка завдається суспільству і навколишньому природному середовищу функціонуванням того чи іншого підприємства, виробництва тощо. Раціональне використання земельних ресурсів веде до підвищення ефективності матеріального виробництва. Тобто має забезпечити екологічну безпечність і економічну ефективність виробничо-господарських і науково-технічних рішень в агропромисловому виробництві.

Заходи по охороні земель перш за все передбачають:

·   отримання інформації про стан земель (моніторинг земель);

·   захист земель від водної ерозії;

·   захист земель від підтоплення і зсувів;

·   контроль по охороні та використанню земель;

·   економічне стимулювання раціонального використання та охорони земель [1, 36].

На виконання «Положення про державну систему моніторингу довкілля», затвердженого постановою Кабінету Міністрів України від 30 березня 1998 року № 391 та «Положення про моніторинг земель», яке затверджене постановою Кабінету Міністрів України від 20 серпня 1993 року № 661 в Рівненькій області необхідно впровадити систему моніторингу земель [22, 11].

На сьогоднішній день відсутні надійні дані про зміни в площах еродованих ґрунтів та їхньому просторовому розподілу.

Геохімічні обстеження території Рівненської області виявили ареали ґрунтів із вмістом важких металів, що у декілька разів перевищують допустимі норми. Присутність легкодоступної форми важких металів у ґрунті, а також постійне надходження їх з атмосфери обумовлюють значне накопичення забруднювачів у рослинницькій та тваринницькій продукції.

Значне забруднення природного середовища та ґрунтів відбувається головним чином під впливом промислових, господарчо-побутових стічних вод і стоків з тваринницьких комплексів.

Аналіз екологічного стану земельних ресурсів Рівненської області, навіть на основі далеко неповних даних, відкриває цілий ряд негативних моментів, які є результатом нераціонального їх використання, та відсутності належної уваги до своєчасного виявлення відхилень від норми, тобто відсутності екологічного контролю.

Серед негативних факторів впливу на земельні ресурси області, які потребують постійного контролю слід визначити такі:

·   ерозія ґрунтів, не зменшується, а навпаки – є підстави констатувати її зростання;

·   техногенне забруднення ґрунтів важкими металами – явище відносно нове, яке веде до забруднення рослинницької та тваринницької продукції і ґрунтових вод і підвищенню захворюваності населення;

·   вторинне осолонцювання та накопичення забруднювачів у ґрунтах при їх зрошенні стічними водами промислових центрів та тваринницьких комплексів [20, 45].

На перший погляд вказані процеси існують окремо і не пов’язані один з одним, але в умовах проведення земельної реформи загальним знаменником стає ціна на землю або оподаткування землевласників.

В цьому зв’язку названі проблеми потребують постійного контролю, прогнозу їх розвитку і розробки управлінських заходів по їх усуненню чи призупиненню, тобто моніторингу.

Моніторинг включає три основні задачі:

1.  Інформаційна – забезпечення систематичною, повною і оперативною інформацією про екологічний стан земельних ресурсів.

2.  Прогнозна – відпрацювання найближчого і перспективного прогнозу змін земельних ресурсів.

3.  Управлінська – надання рекомендацій, пропозицій для відпрацювання управлінських рішень щодо раціонального землекористування [19, 142-143].

Головним завданням моніторингу земельних ресурсів і мережі його виконавців є створення бази об’єктивної інформації для оцінки стану, в якому перебувають земельні ресурси, та обґрунтування управлінських рішень, спрямованих на його стабілізацію або покращення.

Оцінка екологічного стану земель – це складний процес, що включає декілька обов’язкових етапів: збирання інформації за спеціальним переліком показників, створення банку даних, аналіз і обробка інформації, порівняння фактичних параметрів з нормативними, групування земель за категоріями згідно нормативів (районування), розробка мір реагування, адекватних екологічному стану земель з визначенням площ.

Основними заходами реалізації програми з моніторингу земель є:

·   створення обласної системи та програми ведення моніторингу земель;

·   створення бази даних та карти деградації ґрунтів Рівненської області;

·   розробка техніко-економічного обґрунтування (ТЕО) заходів з усунення деградації та забруднення;

·   проведення спостережень та оцінки стану земель базових господарств, створення автоматизованої інформаційно-аналітичної системи моніторингу [13, 51].

 

1.2 Боротьба з забрудненням ґрунтів промисловими відходами

Бурхливий розвиток промисловості і накопичення продуктів техногенезу в ґрунті обумовлює необхідність розробки і впровадження інтенсивних методів захисту ґрунтового покриву. Стратегічним напрямом в охороні природи є впровадження безвідходних технологій, замкнутих циклів виробничого водопостачання, ефективних пилогазоочисних споруд, що дозволило б зменшити навантаження на ґрунт в 100—250 разів.

При вирішенні проблеми використання вже забруднених ґрунтів слід виявити джерела забруднення, вивчити їх склад та закономірності територіального поширення, з'ясувати особливості їх накопичення і трансформації у ґрунтах і рослинах, визначити ступені забруднення та ГДК, намітити шляхи екологічно безпечного ведення сільськогосподарського виробництва.

Інвентаризацію рівнів забруднення потрібно розпочинати з обрахунку кількості та хімічного складу твердих, рідких і газоподібних викидів. Наступний етап — визначення рівнів і характеру забрудненості ґрунтів та рослинного покриву. Під істотним забрудненням ґрунтового покриву розуміють такий його рівень, при якому домінуючі елементи-забруднювачі (кадмій, цинк, свинець, ртуть, алюміній та ін.) у складі викидів мають чітко виражений негативний вплив на біоту ґрунту, його агрохімічні властивості, розвиток сільськогосподарських культур, якість врожаю та становлять загрозу для здоров'я людини.

При визначенні рівня техногенного забруднення ґрунтів важливо знати ГДК металів-забруднювачів. Перспективною є шкала екологічного нормування важких металів (Табл. 1.1.), яка розроблена в Московському державному університеті (Росія) [14, 62]. Ця шкала враховує і те, що багато важких металів є необхідними для життєдіяльності рослин і лише надмірний їх вміст у ґрунті спричинює пригнічення культур і надмірне накопичення в продукції. Тому рівень дуже високого вмісту металу в ґрунті прийнято у даній шкалі за низький рівень забруднення.

Межі токсичності важких металів установлюються за їх дією на рослини. Наприклад, якщо рослина знижує врожай на 5—10 %, то такий рівень вмісту металу у ґрунті вважається токсичним.

Таблиця 1.1

Шкала екологічного нормування валового вмісту важких металів у ґрунтах з слабо-кислою та кислою реакцією, мг/кг

Градація	Pb	Cd	Zn	Cu	Ni	Hg
Рівень вмісту:
дуже низький	< 5	<0,05	< 15	<5	< 10	<0,05
низький	5—10	0,05—0.10	15—30	5—15	10—20	0,05—0,10
середній	10—35	0,10—0,25	30—70	15—50	20—50	0,10—0,25
підвищений	35—70	0,25—0,50	70—100	50—80	50—70	0,25—0,50
високий	70—100	0,50—1,00	100—150	80—100	70—100	0,50—1,00
дуже високий	100—150	1—2	150—200	100—150	100—150	1—2
Рівень забруднення:
низький (ГДК)	100—150	1—2	150—200	100—150	100—150	1—2
середній	150—500	2—5	200—500	100—150	150—300	2—5
високий	500—1000	5—10	500—1000	150—250	300—600	5—10
дуже високий	> 1000	> 10	> 1000	> 500	>600	> 10

Таблиця 1.2.

Стратегія ведення сільського господарства за умов техногенного забруднення

Зона порушення, відстань від заводу, км	Характер промислового впливу	Рівень впливу за виділенням металургійного пилу, т/км2 за рік	Характер порушень	Тип стратегії
Зона порушення середовища сільськогосподарської діяльності, 0—5	Постійний або періодичний	150 ±30	Рівень забруднення ґрунту і сільськогосподарських культур вищий і значно нижчий ГДК, знижено врожайність	Припинення діяльності
Зона локальних пошкоджень і біохімічних порушень культур, 5—15	Періодичний або епізодичний	Від 150 ±30	Рівень накопичення забруднювачів перевищує ГДК у деяких культурах, у низці випадків — у верхньому горизонті необроблюваних ґрунтів	Перебудова
Зона геохімічного порушення території, 15—50	Епізодичний або разовий	до 50 ±20'	Накопичення забруднень в окремих біоіндикаторах	Профілактика

Враховуючи ступінь забруднення, намічають шляхи використання ґрунтового покриву. Згідно із рекомендаціями Ґрунтового інституту ім. В.В. Докучаєва (Росія), виділяють три ступеня забруднення території з властивою їм стратегією сільськогосподарської діяльності: профілактики, перебудови та припинення (табл. 1.2.) [14, 62].

Профілактичні заходи рекомендують для територій, які зазнають промислового забруднення важкими металами у дозах, що не приводять до перевищення ГДК у ґрунтах і рослинах. При цьому накопичення забруднювачів фіксується лише на найчутливіших біоіндикаторах (лишайниках, мохах), а інколи і в поверхневих горизонтах необроблюваних ґрунтів. В окультурених ґрунтах концентрації важких металів, як правило, не перевищують фонових. На таких територіях слід здійснювати моніторинг стану ґрунтів і рослин.

На землях, де накопичення важких металів у ґрунтах, а також в окремих сільськогосподарських культурах (бобових, овочевих) перевищують ГДК і існує небезпека для здоров'я людей, вдаються до системного застосування всіх сучасних методів захисту: меліоративного, агрономічного, селекційного та раціональної організації використання території.

Щоб перевести важкі метали в малорухомі форми, на кислих ґрунтах проводять вапнування, на лужних — гіпсування. З цією ж метою можна використовувати фосфорні та органічні добрива. Утворюючи комплекси, важкі метали стають менш рухомими і в менших кількостях надходять до рослин. Знизити надходження важких металів у рослини можна і шляхом внесення у ґрунт органічних іонообмінних речовин — цеолітів, гранул полістиролу, кремнійорганічних сполук. Заслуговує на увагу і підбір культур та сортів, які накопичують мінімальну кількість важких металів. На забруднених ґрунтах перевагу слід надавати технічним культурам (льону, коноплі, бавовнику та ін.). Найбільш забруднені ґрунти відводять під заліснення.

Припинення сільськогосподарської діяльності рекомендується на територіях, де забруднення важкими металами повітря, вод, ґрунтів і рослин досягає критичного рівня для здоров'я людей, а система сучасних захисних методів не є ефективною. Повернення таких земель у сільськогосподарське виробництво можливе лише після різкого зниження рівня промислового забруднення та докорінної рекультивації.

 

1.3 Контроль за накопиченням важких металів у ґрунті та рослинах

Упродовж останніх десятиліть у зв'язку з бурхливим розвитком промисловості спостерігається значне зростання рівня важких металів (ВМ) у біосфері. Нині вони є одним із пріоритетних забруднювачів агроекосистеми. В умовах інтенсивного антропогенного впливу надходження їх у агроекосистему перевищує їх захисні (буферні) властивості. Це призводить до зниження врожайності та якості продукції рослинництва, робить її небезпечною для людей і тварин. У добривах мікроелементи містяться, як правило, у рухомій кислоторозчинній формі. Так, наприклад, у калійних добривах вміст міді становить 1,5-15 мг/кг, а в гної – 19,8 мг/кг. Період напіввидалення міді – 310-1500 років. На, характер профільного розподілу впливає комплекс ґрунтових факторів: гранулометричний склад, кислотність та ін. [16, 98].

Термін «важкі» застосовують для металів, питома маса яких перевищує 5 г/см³, або атомний номер більше 20, хоча існує й інше визначення, за яким до важких металів належить понад 40 хімічних елементів із атомною масою вище 50 ат.од. Окремі з них, зокрема мідь, цинк, бор тощо, є необхідними елементами живлення рослин, але у кількості вище допустимого рівня є токсикантами. Фітотоксичність важких металів визначається їхніми хімічними властивостями (валентністю, іонним радіусом, здатністю до комплексоутворення). За ступенем токсичності їх можна розмістити у такому порядку: Co>Ni>Cd>Zn>Pt»Hg> Fe>Mo>Mn. Цей ряд може змінюватись через різне перетворення елементів у ґрунті, зокрема переведення їх у недоступні для рослин сполуки [16, 101].

Ґрунт є основним джерелом надходження важких металів і мікроелементів у харчові ланцюги. Він забезпечує мікроелементами безпосередньо рослини і непрямим шляхом – тварин і людину. Але при техногенному забрудненні саме ґрунт є початковою ланкою надходження важких металів та інших токсичних речовин по харчових ланцюгах у організм людини.

Джерелом важких металів у незабруднених ґрунтах є гірські породи, на продуктах вивітрювання яких сформувався ґрунтовий покрив. Серед інших можна виділити природні й техногенні. До техногенних джерел важких металів у ґрунті відносять:

Надходження важких металів із атмосфери.

Основними джерелами атмосферного забруднення є: теплові й інші електростанції (27%); підприємства чорної металургії (24,3%); підприємства з видобування й переробки нафти (15,5%); транспорт (13,1%); підприємства кольорової металургії (10,5%); підприємства з видобування й виготовлення будматеріалів (8,1%).

Надходження важких металів у ґрунт із мінеральними добривами.

Підвищення продуктивності рослинництва нерозривно пов'язане з інтенсивним використанням мінеральних і органічних добрив, а також вапнуванням кислих ґрунтів. Усі ці заходи, крім своєї специфічної спрямованої дії – компенсації фактору, якого не вистачає, – не можуть не чинити істотного впливу на мікроелементний склад ґрунтів і режим живлення мікроелементами рослин, що вирощуються на цих ґрунтах. До мінеральних добрив важкі метали потрапляють із сировиною через недосконалі технологічні параметри їх виробництва. Н.А. Макаренко зазначає, що, з токсикологічної точки зору, можлива негативна дія мінеральних добрив на агроекосистеми, обумовлена певними їхніми властивостями, і пропонує наступне групування мінеральних добрив [19, 172]:

А. Мінеральні добрива директивної дії (direct – прямо, англ.) – негативний вплив на природне середовище відбувається за рахунок токсичних домішок у складі мінеральних добрив, серед яких найнебезпечнішими є важкі метали, радіонукліди, галогени та ін., що надходять у ґрунт при застосуванні добрив і є безпосередніми забруднювачами. Це, перш за все, фосфорні добрива, що пов'язано з геологічним положенням та хімічною будовою сировини, з якої вони виготовляються.

У вітчизняній фосфатній сировині вміст кадмію становить 0,8 г/т Р₂О₅, або 0,3 мг/кг. У фосфоритах Марокко і Йорданії концентрація Cd – 18,6 та 11,6 мг/кг, у простому суперфосфаті з них –11,6 і 7,5 мг/кг. У фосфоритах різних родовищ США кількість елемента – 35-150 г/т Р₂О₅.

Азотні добрива як домішки можуть містити певну кількість мікроелементів (мг/кг): As – 2,2-120, Вг – 185-716, Cd – 0,05-8,5, Co – 5,4-12, Cr – 3,2-19, Cu - <1-15, Hg - 0,3-2,9, Mo - 1-7, Ni - 7-34, Pb - 2-27, Sn - 1,4-16, Zn - 1-42. Вітчизняна аміачна селітра вміщує: Zn - 0,2, Cu - 0,25, Ni - 0,84, Pb - 0,05 мг/кг.

Небезпеку можуть становити також токсичні домішки, які містяться у калійних добривах. Калійні добрива за вмістом мікроелементів займають проміжне положення між азотними і фосфорними. Узагальнені літературні джерела показують, що концентрація важких металів у хлористому калії коливається у наступних межах (мг/кг): Мn – 1,5-140, Pb – 12-20, Zn – 0,5-22, Ni – 2-19, Cu – 1,5-15, Cd – 4, Fe -403.

Комплексні добрива можуть вміщувати досить високу кількість мікроелементів, у тому числі токсичних. Так, вміст їх у нітрофосці складає (n*10'³%): Sr – 5420, Pb – 145, F – 82, В – 0,6, As – 15, Zr – 61, Nb – 3, Br – 32, Y – 2; у нітроамофосці відповідно: Sr – 10, Pb – 12, F – 212, В – 0,5 As – 15, Zr – 6; в амофосці – Zn – 13,6-14, Cu – 2,5-7,4, Pb – 6,2-7,0, Cd – 0,2-0,5 мг/кг.

Вміст важких металів у вапні, як правило, не перевищує їх концентрації у фосфорних добривах. У найбільших кількостях у вапні присутні Мn - 295 мг/кг та Fe - 1035 мг/кг. Кількості інших металів в середньому становить (мг/кг) Zn - 5-36, Cu – 6-10/ Pb – 0,5-47, Cd – 5.5, Ni –10-46.

Органічні добрива характеризуються невисокими концентраціями важких металів. Однак елементи, що відіграють важливу фізіологічну роль у житті рослин (Fe, Мn, Zn, Cu), присутні в гної у підвищених кількостях (мг/кг сухої речовини): Fe – 406, Мn – 275, Zn – 121,7, Cu – 19,8. Значно нижчим є рівень вмісту в гної елементів-приоритетних забруднювачів навколишнього середовища (мг/кг): Pb – 3,3, Cd – 0,20, Ni – 6,54. При щорічному внесенні 50 т/га гною валовий вміст кадмію в ґрунті може змінитися на 0,6%, цинку – на 1,2%, міді – на 0,5%, нікелю, свинцю, марганцю – на 0,1-0,15%.

Б. Мінеральні добрива індирективної дії (indirect – непрямий, англ.) – негативний вплив на природне середовище відбувається внаслідок фізико-хімічних властивостей мінеральних добрив, які, потрапляючи в ґрунт, проявляють себе як хімічно, фізіологічно, біологічно кислі/лужні і певним чином впливають на стан ГВК, у першу чергу на такі показники, як: рН ґрунтового розчину, направленість процесів синтезу та розпаду гумусових сполук, активність біохімічних, мікробіологічних та інших процесів, тим самим змінюючи рухливість біогенів та токсикантів, і, як правило, активізують процеси міграції останніх у системі «добриво – ґрунт – рослина», «добриво – ґрунт – підґрунтові води».

Як правило, внесення азотних добрив сприяє збільшенню рухливості Мn, Fe, Zn, Cd у ґрунтах, практично не змінюється рухливість Cu і Ni, а рухливість Pb при цьому зменшується.

Органічні добрива і вапно сприяють закріпленню важких металів у ґрунтах, тим самим зменшуючи доступність їх для рослин.

Фосфорні добрива також зменшують рухливість важких металів у ґрунті за рахунок утворення важкорозчинних фосфатів металів.

Калійні добрива меншою мірою чинять вплив на зміну доступності металів для рослин, ніж азотні чи фосфорні.

Надходження важких металів у ґрунт із пестицидами.

Надходження важких металів у ґрунт з осадами стічних вод, стічними водами і побутовим сміттям.

Надходження у ґрунт важких металів із відходами промисловості (різноманітні шлаки, зола вугілля і сланців, фосфогіпс, цементний пил).

1.4 Закономірності розподілу і поведінки металів у ґрунті

Вивчення закономірностей розподілу і поведінки мікроелементів у ґрунтовому покриві в цілому і в окремих його компонентах сприяє розумінню основних процесів руху атомів мікроелементів у біологічному колообігу і обґрунтуванню необхідних практичних заходів, що покликані покращити живлення організмів.

На розподіл важких металів у ґрунті чинять вплив наступні фактори:

Гранулометричний склад ґрунту

По-перше, проглядається прямий зв'язок між ступенем дисперсності ґрунтових частинок і їх адсорбуючою властивістю. Підвищена дисперсність субстрату гальмує винос атомів мікроелементів за межі ґрунтового профілю, сприяє їх накопиченню в ґрунті.

За розрахунками Єрмоленко Н.Ф., лише 20% адсорбованих іонів знаходиться на поверхні мінералів, більше ж частина їх проникає у міжплощинний простір і стає малодоступною для рослин [19, 174]. Менш ефективною буде захисна роль мінеральних часточок, коли у ґрунт будуть поступати хімічні елементи-забруднювачі, що можуть існувати у ґрунті переважно в аніонній формі, наприклад, бор і молібден. Це зумовлено тим, що глинисті мінерали мають мало точок, які несуть позитивний заряд, і тому їх адсорбційні можливості по відношенню до аніонів невеликі.

По-друге, завжди мається на увазі та обставина, що частинки різного розміру різняться за мінералогічним складом. Зі зміною ж мінералогічної основи частинок часто може різко змінюватися збагачення їх мікроелементами. Найбільші частинки мінерального субстрату – піщані – в основному, складаються з кварцу і бідні на мікроелементи. Дрібні частинки, наприклад, мулисті, переважно представлені глинистими мінералами, у кристалічній решітці яких може знаходитися досить багато атомів мікроелементів.

Оксиди і гідроксиди

Найбільший вплив на рухомість металів у ґрунті чинять оксиди і гідроксиди Fe, AI і Мn. Механізм сорбції являє собою ізоморфне заміщення іонів Fe і Мn на катіони металів і окислювальні ефекти на поверхні оксидів. При цьому найбільша спорідненість гідроксидів Fe і Мn проявляється до аналогічних за розміром металів (Со²⁺, Со³⁺, Ni²⁺, Cu²⁺, Zn²⁺, Cd²⁺, Pb²⁺, Ag⁺).

Реакція середовища і окисно-відновлювальний потенціал

Важкі метали, потрапивши у ґрунтовий розчин кислих ґрунтів, утворюють, в основному, розчинні органо-мінеральні комплекси. У ґрунтах же з нейтральною реакцією середовища, наприклад, у чорноземах, у складі легкорозчинних мінеральних солей переважають бікарбонат і сульфат кальцію [19, 179]. Наявність у ґрунтовому розчині значної кількості кальцію при гуматному типі органічної речовини призводить до різкого скорочення частки розчинної фракції гумусу. Тому Pb, Zn, Hg, Co, потрапляючи у ґрунтовий розчин, взаємодіє, в основному, з мінеральною частиною, утворюючи нерозчинні і слабкорозчинні карбонати і сульфати.

Від значення рН і окисно-відновного потенціалу (ОВП) залежить рухомість сполук практично всіх Зd-металів. Високі значення ОВП здатні знижувати активність електронів у ґрунті, густину електронної хмари і заряду ацидоїдів. Із збільшенням ОВП відбувається селективне поглинання ґрунтом катіонів із меншою густиною заряду. Найбільш сильно залежить від ОВП рухомість сполук Fe і Мn.

Кислотно-основні умови і окисно-відновлювальне оточення чинять великий вплив на міграційні можливості важких металів у ґрунті. Уявлення про це дає класифікація важких металів за особливостями водної міграції, виконана А.І. Перельманом (1979) [19, 182]:

 

 

Катіоногенні елементи Аніоногенні елементи

Рухливі з постійною валентністю

Sr

Слабкорухливі з постійною валентністю

Rb Cs

Слабкорухливі зі змінною валентністю

Ті  Sn Sb As

Рухливі й слабкорухливі в окисних і Рухливі й слабкорухливі в

глеєвих умовах і інертні у  окисних умовах і інертні у

відновній сірководневих умовах відновних (глеєвій і

сірководневій) умовах:

V Mo Se

а) Добре мігрують у кислих водах окисної і

глеєвої природи і осаджуються на лужному бар'єрі:

Zn Cu Ni Pb Cd

б) Мігрують і у кислих, і у лужних водах окисних

умов:

Hg Ag Bi

Рухливі й слабкорухливі у відновному

глеєвому середовищі і інертні в окисному

 і відновному сірко­водневому середовищі:

Мn Co

Малорухливі за більшості умов

Слабка міграція з органічними комплексами, частково мігрують

 у сильно кислому середовищі у лужному середовищі

Ті Сг  Zr W

Дані свідчать про те, що група пріоритетних важких металів – Cd, Pb, Zn, Cu, Ni – має значну рухомість у кислому середовищі і стає інертними при зміні реакції середовища в бік підлужування. Далі треба відмітити, що такий сильний токсикант, як ртуть, здатний за наявності умов для окислення мігрувати в широкому діапазоні рН. Малорухливим елементом у більшості природних умов є хром.

Карбонати

Карбонати – це ті сполуки, які сильно знижують рухомість мікроелементів у ґрунтах. Механізм цієї дії обумовлений як сорбційними властивостями високодисперсних фракцій карбонатів, так і їх впливом, опосередкованим через регуляцію реакції середовища.

Застосування добрив

Систематичне застосування добрив певним чином впливає на вміст мікроелементів у ґрунті і накопичення їх у рослинах. Вплив цей різнобічний і складний: добрива змінюють рН ґрунтового розчину і таким чином впливають на ступінь розчинності сполук мікроелементів; вони певним чином впливають на інтенсивність і направленість обмінних реакцій, на процеси акумуляції; підвищуючи врожайність сільськогосподарських культур, добрива сприяють росту виносу мікроелементів із ґрунту; порушують баланс мікроелементів у ґрунті, часто у негативний бік.

Органічна речовина ґрунту

Органічна речовина є прекрасним інактиватором важких металів у ґрунті, збільшуючи його буферність, сприяючи зниженню токсичної дії важких металів, концентруючи солі у ґрунтовому розчині, зменшуючи фітотоксичність багатовалентних важких металів і перешкоджаючи надходженню їх у рослини.

Процеси взаємодії органічної речовини ґрунту з іонами металів ідентифікуються як іоноутворення, адсорбція на поверхні, хелатування, реакції коагуляції і пептизації. Основними продуктами взаємодії є прості солі (гумати, фульвати) і хелатні сполуки. Швидкість взаємодії металів із гуміновими кислотами визначається стандартним окислювально-відновним потенціалом і стійкістю утворених комплексів (Гарнст, Савич) [19, 187]. Відомості про стійкість сполук металів з органічною речовиною ґрунту дуже суперечливі. Орієнтовні інтервали значень ІgK для ГК (Орлов, 1990) [19, 191]:

Гумати ІgК  Фульвати ІgК

ГК – Сu 7,0-9,7 ФК – Сu  3,2-8,7

ГК – Zn  2,9-10,8 ФК – Zn  1,7-9,3

(мінімальні величини ІgК виміряні при рН 2-4, максимальні – рН 8-10).

Коефіцієнти констант стійкості варіюють у залежності від ґрунтових умов, методу вимірювання і відібраних значень молекулярних мас (Орлов, 1990). Із підвищенням рН стійкість органо-мінеральних комплексів, як правило, зростає.

Загальний порядок стабільності комплексних сполук гумусових речовин з важкими металами, за Р.С. Беквізом [Beckwith, 1959], виглядає наступним чином: Рb²⁺>Сu²⁺> Ni²⁺>Co²⁺>Zn²⁺>Cd²⁺>Fe²⁺>Mn²⁺.

Ґрунтова біота

Багатьма авторами було показано, що вміст у ґрунті рухомої форми важких металів динамічний у часі. Причини змін можуть бути різні, однак у більшості випадків коливання пояснюються діяльністю ґрунтових мікроорганізмів і віковими змінами рослин в інтенсивності поглинання хімічних елементів. На мікробіологічну діяльність великий вплив чинить волога ґрунту, яка тісно пов'язана з погодними умовами і тому не може мати певного ритму. Динаміка рухомих форм важких металів може бути значною: максимальні величини можуть переважати мінімальні у 5 разів і більше.

Тип ґрунту

За здатністю міцно фіксувати важкі метали і швидкістю процесу трансформації вивчені Н.Г. Зиріним зі співав. (1985) ґрунти розташовуються у такий ряд: чорнозем типовий > дерново-підзолистий окультурений > дерново-підзолистий не окультурений [19, 196].

Вміст обмінних форм Zn і Cd у чорноземах нижчий, ніж у ґрунтах інших типів. Очевидно, обмінні Zn і Cd утримуються чорноземними ґрунтами більш міцно (специфічна сорбція), ніж іншими.

Чорноземи за рахунок функціональних груп своїх ГК можуть утримувати найрізноманітніші іони металів і звичайно є багатшими на мікроелементи за інші ґрунти.

Обухов А.І. (1989): чорноземні ґрунти страждають від післядії забруднення значно менше, ніж підзолисті і дерново-підзолисті ґрунти [19, 203].

Рb інтенсивніше надходить у рослини на дерново-підзолистому ґрунті, ніж на чорноземі.

Міграція за профілем ґрунту

Важкі метали, що потрапили у ґрунт, перш за все, їх мобільна форма підлягають різним трансформаціям. Один з основних процесів, що впливає на долю їх у ґрунті, – закріплення гумусовою речовиною. Міграційні можливості важких металів при цьому, в основному, знижуються. Саме цією обставиною значною мірою пояснюється підвищений вміст важких металів у верхньому, тобто найбільш гумусованому, шарі ґрунту.

Низхідній міграції важких металів перешкоджають також гідроксиди і оксиди Fe і Мn, які звичайно концентруються у верхній частині профілю ґрунту. Доля захоплених ними важких металів може бути значною.

Б.К. Блинов і Г.К. Вертинська (1978) дійшли висновку, що 57-74% Рb і Нg при антропогенному забрудненні закріплюються в шарі 0-10 см і тільки 3-8% мігрує до глибини 30-40 см. Ф. Стівенсон і Дж. Уейч (Stivenson, Weich, 1979) встановили, що переміщення Рb вглиб ґрунту відбувається у вигляді халату [19, 206-208].

Глибина проникнення важких металів у забруднених ґрунтах звичайно не перевищує 20 см, при сильному забрудненні вони проникають на глибину до 160 см. Найбільшою міграційною здатністю характеризуються Нg і Zn, які, як правило, рівномірно розподіляються у шарі ґрунту на глибині 0-20 см. Рb частіше накопичується у поверхневому шарі (0-2,5 см), Cd займає проміжне положення між ними.

Особливості металу

Встановлено, що метали-забруднювачі мають неоднакову здатність до адсорбції, від чого токсичність їх для рослин при однаковому забрудненні може бути різною. Таж, при рівних умовах іон Сu адсорбується у більшій кількості, ніж іон Cd (Cavallano, Mebride, 1978; Mayer, 1978) [19, 211].

Цинк утримується ґрунтами більш міцно, ніж кадмій. Найбільша кількість цинку зв'вязана з оксидами заліза. Кадмій, в основному, знаходиться в обмінній формі, і невелика його кількість зв'язана з оксидами заліза.

Трансформації у ґрунті і переходу в міцно фіксований стан більшою мірою підлягає свинець, значно менше – цинк і кадмій, які переходять, в основному, в іонообмінні форми.

Форми знаходження важких металів у ґрунті

Важкі метали у ґрунтах присутні у різних формах: у ґрунтовому розчині – у формі вільних катіонів і асоціатів із компонентами розчину, у твердій частині ґрунтової маси – у формі обмінних катіонів і їх заряджених комплексних сполук, адсорбованих на поверхні ґрунтових часточок, у вигляді ізоморфних домішок у структурах глинистих мінералів, оклюдованих іонів у складі осадків макрокомпонентів, гелів заліза, алюмінію і марганцю, а також у формі власне мінералів і стійких осадів малорозчинних солей.

Так, Н.Г. Зирін та ін. (1972) пропонує розрізняти три групи елементів у ґрунтах за їх рухомістю: мобільні (безпосереднє джерело і найближчий резерв елементів живлення для рослин); фіксовані (потенційний резерв); ізоморфні домішки (стратегічний резерв елементів живлення рослин) [19, 215].

За методом видалення елементів із ґрунту розрізняють: водорозчинні; легкорозчинні; обмінні; кислоторозчинні; фіксовані; міцно фіксовані, зв'язані з тими чи іншими компонентами ґрунтової маси (органічною речовиною, оксидами Fe, АІ і Мn).

Встановити границі безпечного вмісту того чи іншого елементу в ґрунті складно. Рівень токсичності елементів залежить від гранулометричного складу ґрунту, його кислотності, вологості, вмісту гумусу, виду рослин тощо. Якщо культура знижує урожайність через присутність у ґрунті того чи іншого елементу на 5-10%, то рівень його вмісту в ґрунті вважається токсичним. Л.Г. Бондарєв відмічає, що у багатьох випадках на ґрунтах, забруднених важкими металами, урожайність зернових культур знизилася на 20-30%, цукрових буряків – на 35, бобових – на 40, картоплі – на 47% [19, 221]. Негативний вплив забруднення важкими металами посилюється при вирощуванні рослин у екстремальних умовах. При внесенні під картоплю 30 кг/га міді, цинку і марганцю урожайність за звичайних погодних умов знижувалася на 10-15%, у посушливі роки – у 2-3 рази, а вміст мікроелементів у бульбах картоплі виріс у 4-5 разів.

Гранично допустима концентрація (ГДК) важких металів у ґрунті – поріг їх токсичності. При вмісті важких металів нижче ГДК можливо отримання сільськогосподарської продукції, яка відповідає санітарно-гігієнічним нормам. Присутність вказаних металів нижче граничних значень повинна гарантувати відсутність фітотоксичної дії, яка викликає зниження врожаю сільськогосподарських культур, і важких металів у харчовому ланцюзі "тварина-людина". При цьому важкі метали не будуть вимиватися з ґрунтової води у кількості, яка відповідає загрозі питної води.

Підхід до нормування забруднення по валовому вмісту важких металів потрібно розглядати як суто орієнтовним. При рівності валових форм будь-якого металу в ґрунті ступінь його рухливості може бути різним, У результаті у харчовий ланцюг надходить неоднакова кількість токсиканта. Більш об'єктивну оцінку дає визначення вміст рухомих форм важких металів.

При забрудненні ґрунту не одним, а декількома металами оцінюють сумарну їх фітотоксичність. Наприклад, у Англії для цього запропоновані цинкові одиниці, якими порівнюють фітотоксичність того чи іншого елементу з цинком. Коефіцієнти переводу в цинкові одиниці отримані емпірично. Знаючи вміст важких металів у цинкових одиницях і безпечну його кількість у ґрунті, можна встановити дозу внесення, наприклад, осад стічних вод як органічного добрива або дати кількісну оцінку забруднення ґрунту важкими металами.

При використанні осадів стічних вод та інших відходів необхідно враховувати ГДК того чи іншого елементу в ґрунті і динаміку його накопичення за систематичного його застосування. Гранично допустимий вміст важких металів у осадах стічних вод, які використовуються в сільському господарстві, такий (мг/кг сухої речовини): Рb, Сг, і Сu – 1200, Cd –20, Ni – 200, Hg – 25, Zn – 3000. Важливо також знати рівень надходження токсичних елементів у рослини і можливе накопичення їх у господарській частині врожаю. Оскільки такий комплексний підхід часто відсутній, рекомендації щодо застосування промислових і комунальних відходів досить суперечливі.

Надзвичайно важливо не піддавати людей ризику захворювання від перевищення вмісту важких металів у продуктах харчування. За попередніми нормами МОЗ, гранично допустиме надходження з продуктами харчування свинцю становить 3 мг у тиждень, кадмію – 0,4, ртуті – 0,3 мг. Зазвичай ці норми не порушуються [20, 47]. Гранично допустимий вміст важких металів у продуктах харчування наведено у таблиці 1.3. При кулінарній обробці вміст важких металів у овочах і картоплі знижується. При промивці, очистці, знятті шкірки, бланшуванні кількість свинцю і ртуті в овочах зменшується на 50%, в картоплі – на 80-85%, а кадмію, який знаходиться в середині бульби, – на 20%. Проста промивка салату зменшує вміст свинцю на 90%. Найбільш небезпечними з цієї точки зору є атмосферні забруднення і використання як добрив осаду стічних вод, компостів із побутового сміття, промислових відходів. Зниженню надходження важких металів у рослини сприяють такі прості агротехнічні заходи, як: вапнування ґрунту і внесення органічних добрив, комплексне агрохімічне окультурювання полів, застосування природних цеолітів тощо. Внесення гною і фосфорно-калійних добрив знизило рухомість цинку в ґрунті на 27%, міді – на 5,5%, внесення 5 т/гa соломи і фосфорно-калійних добрив – відповідно на 16 і 19%.

Таблиця 1.3.

Гранично допустимі концентрації деяких хімічних елементів в основних групах харчових продуктів, мг на 1 кг сирого продукту

Елемент	Продукти			Хлібобулочні вироби і зерно	Овочі	Фрукти	Соки і напої
	рибні	м'ясні	молочні
Ртуть	0,5	0,03	0,005	0,01	0,02	0,01	0,005
Кадмій	0,1	0,05	0,01	0,02	0,03	0,03	0,02
Свинець	1	0,5	0,05	0,2	0,5	0,4	0,4
Миш'як	1	0.5	0,05	0,2	0,2	0,2	0,2
Мідь	10	5	0,5	10	10	10	5
Цинк	40	40	5	25	10	10	10
Нікель	0,5	0,5	0,1	0,5	0,5	0,5	0.3
Хром	0,3	0,2	0,1	0,2	0,2	0,1	0,1
Олово	200	200	100	-	200	100	100
Селен	1	1	0,5	0,5	0,5	0,5	0,3
Алюміній	30	10	1	20	ЗО	20	10

На забруднених важкими металами ґрунтах не можна вирощувати листові овочі і коренеплоди, які сильніше за інші культури поглинають метали з ґрунту. Відносно небагато їх накопичують у товарній частині урожаю томати і баштанні. Але краще на таких ґрунтах вирощувати технічні культури: льон, коноплю, картоплю, а також цукрові буряки.

При сильному забрудненні важкими металами верхній шар ґрунту знімається і замінюється «чистим».

1.5 Надходження важких металів у рослини та їх фітотоксичність

Важкі метали є протоплазматичними отрутами, токсичність яких збільшується по мірі збільшення відносної атомної маси.

За фітотоксичністю сполуки можна розподілити у такий ряд:

•    дуже фітотоксичні елементи – чинять дію на тест-організми при концентраціях в розчині до 1 мг/л: Аg⁺, Ве²⁺, Нg²⁺, Sn²⁺ і можливо Со²⁺, Ni²⁺, Pb²⁺ і СrO^2- .

•    помірно токсичні: 1-100мг/л викликає інгібуючу дію: AsO₄^2-, ВO₃^3-, ВгО₄^-, СІО₄^-, МnО₄^2-, МоО₄^2- антимоніт селену; іони As, Se, Al, Ba, Cd, Cr, Fe, Mn, Zn.

•    слаботоксичні: рідко чинять негативний ефект при рівнях більше 1800 мг/л: Сl^-, Вr^-, L^-, Са²⁺, Mg²⁺, K⁺, Na⁺, Rb²⁺, Sr^2-, Li⁺ , NO₃^- .

Токсичність важких металів може проявлятися по-різному:

-   Сu, Нg: при токсичній концентрацій інгібують активність ферментів, утворюють комплекси з органічними молекулами, що здатні проникати крізь клітинну мембрану.

-   Al, Ba, Fe: утворюють преципітати з РО₄^3-, SO₄^2-, утворюють хелатоподібні комплекси з обмінними метаболітами.

Взаємодіють із клітинними мембранами, змінюючи їх проникність і інші властивості. Au, Cd, Cu і Fe²⁺ іноді викликають розрив клітинних мембран.

Конкуренція: Li – з Na; Cs – з К; Ва і Sr – з Са; Cd – з Zn.

На фітотоксичність впливають такі показники: концентрація металу в ґрунтовому розчині. Деякі рослини здатні акумулювати метали; ґрунтові фактори: рН (впливає на рухомість металів і засвоєння їх кореневою системою), вміст органічної речовини та інші фактори. При рН близько 7 у ґрунтах з істотним вмістом важких металів попереджується фітотоксичність багатьох з них, але ті ж концентрації при рН 5,5 і нижче можуть стати летальними для рослин; забезпеченість рослин елементами живлення, фази росту, глибини проникнення коренів, тривалості вегетаційного періоду; удобрення, вапнування; зміна освітленості, температури і зволоження впливає на рух і трансформацію важких металів у ґрунтовому середовищі і рослинах, на взаємодію між рослинами і металами.

Для характеристики вибіркового поглинання хімічних елементів рослинами Б.Б. Полинов (1945) ввів у обіг величину, що пізніше була названа А.І. Петельманом (1961) коефіцієнтом біологічного поглинання (КБП), що представляє собою часткове відношення кількості хімічного елемента у золі рослин до його вмісту в літосфері [16, 105]:

де Ср – вміст елемента в золі рослини; Сп – вміст елемента в ґрунті.

КБП змінюється від 0,001 до 100. У складених ним рядах біологічного поглинання виділено п'ять груп елементів: інтенсивно накопичувані – КБП=10...100; сильно накопичувані – КБП=1...10; слабо накопичувані і середнього захвату – КБП=0,1...1,0; слабкого захвату – КБП=0,001-0,01. КБП хімічного елемента для одного і того ж виду рослин не є сталим і може змінюватись.

Сучасні уявлення фізіологів щодо надходження і поведінки важких металів у рослинах (Вахмістров, 1966; Tiffin, 1977; Вахмістров, Мазель, 1973; Лібберт, 1976; Клаксон, 1978) зводяться до наступного [16, 116].

Важливу роль у захисті рослин від надлишку важких металів, що надходять із ґрунту в корені, виконує коренева система. Затримуючи надлишкові іони, корені тим самим сприяють зберіганню в надземних органах сприятливих (чи нешкідливих) концентрацій хімічних елементів.

Захисні можливості коренів дуже великі, але і вони мають межу; при дуже високій кількості токсиканта у середовищі його потік у надземні органи посилюється. Спочатку це відмічається у листках, потім – і у зернах.

Іони металу, потрапивши у корінь, займають вільний простір, адсорбуються на стінках і залишаються в розчині. Щоб брати участь у метаболізмі коренів, їм необхідно подолати плазмалему. Подолання клітинних мембран необхідне і для досягнення іонами ксилеми: обійти перешкоду – поясок Каспарі – вони можуть тільки шляхом переходу із апопласта у симпласт. Однак цей шлях долається важко, оскільки у мембранах локалізований механізм вибіркового поглинання іонів, який обмежує проникнення у клітину баластних і надлишкових іонів. Якщо все ж таки у клітинах кореня іонів виявиться понад допустимий ліміт, то включається ще один механізм захисту, який переводить надлишок у вакуолі.

Таким чином, частина іонів металу затримується у вільному просторі чи переправляється у вакуолі, інша частина використовується у процесі метаболізму, третя – із ксилемним соком підіймається у надземні органи.

При просуванні по ксилемі метали можуть адсорбційно поглинатися її стінками, а також закомплексуватися присутніми у клітинному соці органічними сполуками. Однак, як вказує У. Ліндсей (Lindsay, 1972), важкі метали – Zn, Ni, Cu, Fe – не зв'язані тут у високостабільні ліганди [16, 123]. Проходячи переважно транзитом шлях по ксилемі, іони потрапляють у листки, перш за все, в апопласта. Для того, щоб проникнути в клітини листка, у якому відбувається основна синтетична діяльність рослин, іонам знову потрібно подолати клітинні мембрани. За аналогією з коренями тут діють механізми вибіркового поглинання. Основна його функція – забезпечення нормального вмісту іонів у цитоплазмі, тобто вона пов'язана з захистом життєво важливих органів і процесів. При потраплянні важких металів у листок їх надлишок може акумулюватися у різноманітних структурах листка і клітини: провідні тканини, апопласта, вакуолі.

Як відомо, елементи з ґрунту поглинаються переважно у вигляді іонів. Однак у рослинній тканині ця форма вже не домінує. Метали в іонній формі, очевидно, у помітній кількості можуть зустрічатися в ксилемі, апопласті і вакуолях, тоді як у цитоплазмі вони входять, в основному, у склад органічних сполук. Органічні сполуки, що виходять за межі клітин, можуть хелатувати іони металів, роблячи їх менш активними і пом'якшуючи тим самим вплив несприятливого ефекту (Wallace et. c, 1968) [16, 127].

За ступенем рухомості А.Л. Курсанов (1976) виділяє у тканинах три зони [16, 132]:

-   вільний простір, звідки іони вимиваються легко;

-   цитоплазму, яка важко віддає іони;

-   вакуолі, де іони утримуються міцно.

Викладені уявлення допомагають пояснити ситуації, що виникають при забрудненні середовища важкими металами.

Важкі метали негативно впливають на різні боки життя рослин. М.Д. Степановою і Н.Ю. Гармаш було встановлено, що при високому вмісті у рослинних тканинах свинцю змінюється кількість N, Р, Са і Мо, при надлишку Cd – Са, Mn, Cu, Мо. Більшою мірою це стосувалося листків, меншою – насіння [19, 231].

При більш детальному вивченні білкового обміну виявилося, що надлишкова концентрація важких металів у рослинах впливає на його фракційний склад, при постійності вмісту глобулінів зростає кількість проламінів, глютелінів і нерозчинного залишку і дещо зменшується вміст альбумінів. Ця обставина вказує на погіршення складу білків, зокрема на зниження вмісту лізину.

Важкі метали, починаючи з певної концентрації, гальмують процес фотосинтезу і зменшують транспірацію рослин. При високому вмісті у середовищі, наприклад РЬ, продуктивність фотосинтезу в різних сільськогосподарських культурах виходить на рівень 10% від максимальної, а транспірація скорочується майже у 20 разів порівняно з контролем (Bazzaz et al., 1985) [16, 148].

Результатом пригнічення токсикантами фізіолого-біохімічних процесів є загальне послаблення опору рослин до хвороб і шкідників, що називається «вторинною» дією токсикантів.

Рис. 1. Фітотоксичність важких металів

Токсичну дію металів на рослини можна прослідкувати по росту:

·   0-2 – ріст відсутній;

·   2-3 – гостра нестача;

·   3-4 – середня нестача;

·   4-5 – оптимальний вміст;

·   5-6 – слабка токсичність;

·   6-7 – сильна токсичність;

·   7 – загибель рослини.

На відміну від симптомів нестачі, які для кожного елементу є специфічними, ознаки надлишку більш-менш однакові. Згідно зі схемою Busser, при поступовому зростанні концентрації іонів у середовищі спостерігається поступова поява ознак пригнічення рослинного організму:

·   1 – гальмування росту;

·   2 – хлороз листків;

·   3 – некрози верхівок і країв листків;

·   4 – відмирання коренів.

Якщо некрози листків і відмирання коренів виступають як прямий наслідок надлишкового вмісту елементу в рослинних тканинах, то хлороз і обмеження росту можуть бути також і результатом антагоністичних взаємовідносин надлишкового іону з іонами поживних речовин і виникнення таким чином індукованої нестачі у тканині.

Висока фітотоксичність властива Нg і Cd. Менш токсичними є Cu, Zn, Pb. У дослідах із зеленними культурами встановлено наступний ряд токсичності вивчених хімічних елементів: Cd > Ni > Zn, Cr > Pb [Foroughi et al., 1975] [19, 239]. Згідно з даними, фітотоксичність важких металів розміщується таким чином: Cd > Cu > Co = Ni > As = Cr > Zn > Mn = Fe > Pb.

K.V. Smilde (1981) розташував метали за фітотоксичністю в такий ряд: Cd> Ni> Cu> Zn> Cr і РЬ. Він вказує на те, що метали у чистому вигляді менш токсичні, ніж у поєднанні з іншими металами.

За чутливістю до кадмію рослини можна розмістити у такій послідовності (по зростаючій): томат, овес, салат, лугові трави, морква, редька, квасоля, горох. Цинк слаботоксичний для рослин, малотоксичний і молібден, навіть якщо він попадає у ґрунт у великій кількості. Мідь у високих концентраціях може мати токсичну дію на рослину, особливо на легких і малогумусних ґрунтах. Ознаки хлорозу й утворення численних зафарбованих у коричневий колір бічних корінців відмічалось у рослин при вмісті у ґрунті 0,7-1,1 кг/га сполук міді, які вилучаютьсь з водою. Найменшу безпеку становить свинець, оскільки у рослинах добре відлагоджена система захисту при проникненні його у кореневу систему.

1.6 Нормування вмісту важких металів у ґрунті

Зберігання головної функції ґрунту – забезпечення умов для нормальної життєдіяльності сільськогосподарських культур – в умовах зростаючого забруднення оточуючого середовища стає завданням першочергового значення. Успішне вирішення його залежить, зокрема, від дієвості контролю за надходженням забруднювачів у ґрунт, а із ґрунту – у харчовий ланцюг.

ГДК важких металів – це така їх концентрація, яка при тривалому впливі на ґрунт і рослини, що ростуть на ньому, не викликає яких-небудь патологічних змін чи аномалій у ході біологічних процесів, а також не призводить до накопичення токсичних елементів у сільськогосподарських культурах і, відповідно, не може порушувати біологічний оптимум для сільськогосподарських тварин і людини (табл.1.4.).

Макаренко Н.А. вказує на те, що валовий вміст важких металів доцільно використовувати для загальної характеристики стану ґрунтів і потенційної небезпечності важких металів [19, 251]. Лише вміст рухомих форм буде зумовлювати рівень їхньої токсичності.

Метали саме у рухомих сполуках негативно впливають на ґрунтовий біоценоз, що неодноразово було доведено вітчизняними і зарубіжними спеціалістами. Згідно з ГОСТ 17.4.1.02-83, у ґрунтах, у першу чергу, необхідно проводити контроль за вмістом As, Cd, Hg, Se, Pb, Zn (/ клас небезпечності), у другу чергу – за вмістом В, Co, Mo, Ni, Cu, Sb, Cr (// клас небезпечності), у третю чергу – Ва, V, W, Mn, Sr (/// клас небезпечності).

Існування зворотного зв'язку між вмістом важких металів у ґрунті і врожаєм враховується, наприклад, румунськими дослідниками при класифікації ступеня забруднення ґрунтів (Rauta, Carstea, 1986) [19, 153]:

Ступінь забруднення ґрунту Зниження врожаю і(чи)

його якості, %

практично незабруднені <5

злегка забруднені 6-10

середньо забруднені 11 -25

сильно забруднені 26-50

дуже сильно забруднені 51-75

надлишкове забруднення >75

Слід зазначити, що, згідно з багатьма дослідженнями, пороговим слід вважати зниження урожаю на 15-20%, оскільки при цьому відбувається важлива у гігієнічному плані обставина – накопичення важких металів у частині рослин, що вживаються у їжу, вище ГДК.

Таким чином, вивчення результатів антропогенного забруднення оточуючого середовища уданий час набуло виключно важливого значення, оскільки багато з хімічних інгредієнтів, які накопичуються у повітрі, воді і ґрунтах, є надзвичайно небезпечними для живих організмів. На найбільшу увагу заслуговує техногенне накопичення важких металів, особливо у ґрунтах – початковій ланці харчового ланцюга. Так само актуальними є вивчення забруднення сільськогосподарських культур, тому що 70-80% від загальної кількості важких металів, що надходять в організм людини, припадає на рослинну продукцію.

Таблиця 1.4.

ГДК важких металів, мг/кг

Елемент	ГДК валових форм		ГДК рухомих форм Кисіль В.І., 1997 (ацетатно-амонійний буфер, рН 4,8)	ГДК валового вмісту в рослинній продукції, мг/кг сух. реч.(Кисіль В.І.)
	Мінеєв, 1990	Черних, Ладинін, 1995
Сu	100	100	3	5
Ni		50	4	-
Co		50	5	-
Zn	300	300	23	10
Cd	5	3	0,7	0,003
Pb	100	32	2	0,5
Cr	100	100	6	0,3

 

1.6 Способи детоксикації важких металів, техногенно накопичених у ґрунті

Серед заходів детоксикації надлишку важких металів у ґрунті можна виділити наступні: