Материал: 1010-pochvovedenie-2013-7

Масса, г 0.20 0.18 0.16 0.14

0.12

0.10

0.08

0.06

0.04

0.02

0

Рис. 6. Влияние бактериально гумусового препарата на массу растений. Обозначения: 1 – незагрязненная поч ва, 2 – почва с внесением бактериально гумусового препарата, 3 – загрязненная медью почва с внесением бактериально гумусового препарата, 4 – загрязненная медью почва.

щего действия на растения в условиях примене ния на незагрязненной почве, что согласуется с данными некоторых авторов [9]. Однако в случае загрязнения почвы медью бактериально гумусо вый препарат оказывает положительное воздей ствие на рост и развитие растений. Это позволяет говорить об эффективности использования пре парата в целях ремедиации почв.

ВЫВОДЫ

1.Микроорганизмы способны длительное время сохранять свою жизнеспособность в соста ве бактериально гумусового препарата.

2.Под действием бактериально гумусового пре парата изменяется структура сапротрофного бакте риального комплекса в сторону увеличения разно образия.

3.Бактериально гумусовый препарат спосо бен к детоксикации почв от тяжелых металлов (меди), что видно на примере увеличения числен

ности почвенных микроорганизмов, разнообра зия сообщества и интенсивности эмиссии СО2.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1.Ананьева Н.Д. Микробиологические аспекты са моочищения и устойчивости почв. М.: Наука, 2003. 233 с.

2.Иванов А.А., Юдина Н.В., Мальцева Е.В., Матис Е.Я., Сваровская Л.И. Стимуляция активности микро организмов нефтезагрязненных почв гуминовыми препаратами // Почвоведение. 2010. № 2. С. 229– 234.

3.Климова С.Ю., Нетрусов А.И., Чердынцева Е.А.

Микроорганизмы – продуценты стимуляторов ро ста растений и их практическое применение // Прикладная биохимия и микробиология. 2006. Т. 42. № 2. С. 133–143.

4.Колбасов Г.А., Розанова М.С. Использование про мышленных гуматов для рекультивации нефтеза грязненных торфяных почв // Естественные и тех нические науки. 2010. № 2. С. 212–216.

5.Куликова Н.А., Перминова В.В. Связывание атрази на гумусовыми кислотами некоторых почв // Поч воведение. 2003. № 10. С. 1207–1212.

6.Лысак Л.В., Добровольская Т.Г., Скворцова И.Н.

Методы оценки бактериального разнообразия почв и идентификация почвенных бактерий. М.: Макс Пресс, 2003. 120 с.

7.Методы почвенной микробиологии и биохимии / Под ред. Д.Г. Звягинцева. М.: Изд во Моск. ун та, 1991. 303 с.

8.Семенов А.А. Влияние гуминовых кислот на устой чивость растений и микроорганизмов к воздей ствию тяжелых металлов. Автореф. дис. … канд. биол. н. М., 2009. 26 с.

9.Туркова И.С., Дворецкая Е.И., Федоров Е.П. Испы тание действия на растения углещелочных препа ратов // Регуляция роста растений химическими средствами. М.: Изд во Моск. ун та, 1970. 167 с.

10.Христева Л.А., Булгакова М.П., Приходько Л.А. Фи зиологически активные вещества гумусовой при роды как фактор адаптации сельскохозяйственных растений к гербицидам // Тр. межд. симп. IV и II комис. МТО “Торф, его свойства и перспективы применения”. Минск, 1982. С. 106–110.

11.Чуков С.Н., Талашкина В.Д., Надпорожская М.А.

Физиологическая активность ростовых стимуля торов и гуминовых кислот почв // Почвоведение. 1995. № 2. С. 169–174.

ВВЕДЕНИЕ

В настоящее время в рамках проблемы “Тяже лые металлы в почвах” сформулированы следую щие основные задачи: 1) изучить поступление ме таллов в почвы сельскохозяйственного назначе ния; 2) изучить биологическую доступность металлов в составе ила сточных вод, используемо го как источник питания растений, в первую оче редь фосфором; 3) изучить химические аспекты поведения металлов в почвах – закрепление, пе рераспределение, высвобождение [65]. Таким об разом, налицо ориентация на исследование и контроль сельскохозяйственных, а не городских почв. Это объяснимо, так как именно из сельско хозяйственных почв поступает загрязненная про дукция, отравляющая животных и человека. Не удивительно также, что в тех странах, где диффе ренцированно нормируют содержание тяжелых металлов/металлоидов в зависимости от исполь зования земель, ПДК для пахотных почв гораздо строже, чем для городских почв на офисных и ре креационных участках.

Перед исследователем неизбежно встает во прос об изучении наиболее опасных поллютан тов. Всего существует 57 тяжелых металлов/ме

таллоидов [12, 13], степень опасности которых сильно варьирует и ответа на этот вопрос нет.

Цель работы: обновить список наиболее опас ных тяжелых металлов/металлоидов в почве, вы явить главные источники их поступления, оха рактеризовать влияние поллютантов на почвы, в особенности сельскохозяйственного назначения.

О п р е д е л е н и е с т е п е н и о п а с н о с т и т я ж е л ы х м е т а л л о в и м е т а л л о и д о в в п о ч в а х. В Программе глобального мониторин га, принятой в ООН в 1973 г., фигурировали всего три тяжелых металла: Pb, Cd и Hg (цит. по [23]). Позже в докладе исполнительного директора Программы ООН по окружающей среде (ЮНЕП) к наиболее опасным были добавлены семь тяже лых металлов: Cu, Sn, V, Cr, Mo, Cо, Ni и три ме таллоида: Sb, As и Sе [55].

Данные рекомендации до сих пор служат осно вой для мониторинга тяжелых элементов в почве [18]. Министерство природных ресурсов и эколо гии РФ контролирует валовое содержание в поч вах девяти тяжелых металлов [19]. Для одних ме таллов установлены ПДК (V, Mn, Pb), для других – ОДК (Cd, Cu, Ni, Zn), для третьих, у которых нор мативов нет, степень загрязнения почвы оценива

ется по эмпирическому критерию – превышению четырех фоновых значений. Иногда отсутствие нормативов на тяжелые металлы в почвах рассмат ривают как указание на их пассивность, и Ba и Srв относят к малотоксичным металлам, а Ga, Sc, Ag – к условно токсичным [48].

Отметим важный недостаток ПДК/ОДК: для оценки загрязнения почв используют фиксиро ванные значения концентраций тяжелых метал лов и металлоидов (цит. по [10]), не разделяя их природные и техногенные доли. Это приводит к завышению опасности загрязнения на террито рии положительной геохимической аномалии и к занижению опасности на площади отрицатель ной природной аномалии. Как видно, фиксиро ванные значения нормативов не учитывают при родно климатические и геохимические особен ности регионов [9, 44]. Эти особенности могут быть очень контрастными. Фоновое содержание As варьирует от 0.1 мг/кг в подзолах Кольского п ова до 100–150 мг/кг в черноземах Алтая [42]. Вы сокое содержание тяжелого элемента в почве (вы ше ПДК/ОДК), еще не означает ее загрязнен ность. Наконец, нормативы не учитывают такой важный фактор, как возраст загрязнения, хотя ча сто со временем подвижность и, следовательно, опасность поллютанта уменьшается [26].

Предпосылки к более правильному подходу были созданы еще в 1987 г., когда Минздрав

СССР утвердил СанПиН 42 128 4433 87 для не скольких тяжелых металлов, используя “гибкие” ПДК и применяя уравнение: ПДК = фон + ПДД, где второе слагаемое позднее получило обозначе ние ПДД – предельно допустимая добавка тяже лого металла как поллютанта (цит. по [58]). Вели чина ПДД характеризует степень опасности дан ного тяжелого металла. Этот принцип выражения ПДК, основанный на различении переменной природной и техногенной допустимой долей ме таллов/металлоидов, позволяет определить ло кальное значение ПДК и устранить недостатки нормативов, связанные с применением фиксиро ванных чисел.

Гибкий поход к нормированию получил позже развитие в Нидерландах [63, 78]. В этой стране новые значения ПДД получены в результате мно гочисленных и разнообразных экотоксикологи ческих исследований: проведена большая работа по установлению значений ПДД для 17 тяжелых металлов и металлоидов. Исследовали влияние водных вытяжек из почв, загрязненных данными элементами, на разные типы организмов (не ме нее четырех): растений, а также бактерий и других микроорганизмов, то есть учитывали токсиче ское влияние на почвенную биоту, а не прямое влияние тяжелых металлов/металлоидов на здо ровье человека при вдыхании пыли и потребле нии питьевой воды. После этого была проведена

“гармонизация” полученных величин ПДД [63]. Полученные значения ПДД металлов/ металлои дов в почве образуют ряд: Se > Tl > Sb > Cd > V >

>Hg > Ni > Cu > Cr > As > Ba > Zn > Co > Sn > Ce >

>Pb > Mo. Этот ряд отражают степень опасности химических элементов в почвах по отношению к биоте. К сожалению, приведенный в таблице на бор из 17 элементов недостаточно широк, учиты вая, что всего имеется 57 тяжелых элементов. Яв но ощущается отсутствие ПДД урана, техноген ная доля которого после II Мировой войны стремительно возросла, а сомнений в его токсич ности нет [14]. Таким образом, чрезвычайно по лезные исследования ПДД должны быть распро странены на другие тяжелые металлы/металлои ды в почвах.

Нидерландские значения ПДД приведены для почвы, содержащей 25% илистых частиц (<2 мкм)

и10% гумуса. Условность величин ПДД очевидна: не учитывается разнообразие минералогических

ихимических форм поллюантов, с разной проч ностью закрепляющихся в почвах с разным мине ралогическим составом. Хотя в зависимости от техногеохимических условий, значения ПДД каждого их тяжелых металлов/металлоидов будут варьировать, найденные соотношения между ни ми в основном сохранятся и их можно использо вать в качестве меры опасности элементов. Эле менты с низким ПДД являются опасными, а с вы сокими – нет.

Величины нидерландских ПДД металлов/ме таллоидов варьируют очень широко: от 0.11 мг/кг для Se – максимально токсичного тяжелого эле мента – до 253 мг/кг для Мо (минимально ток сичный элемент). Широкое варьирование отра жает различие в степени опасности элементов в почве.

Прежде всего, отметим существенное разли чие в значениях ПДД металлов, данных в СанПиНе 42 128 4433 87 и в значениях ПДД, предложен ных позднее нидерландскими экологами. Для од них металлов эти значения (в мг/кг) увеличились: для Pb 55 вместо 20, для As 4.5 вместо 2, а для дру гих уменьшились: для Cu 3.5 вместо 35, для Ni 2.6 вместо 35. Таким образом, согласно новым дан ным в почвах Pb считается менее опасным метал лом, а Cu и Ni, наоборот, – более опасными, чем прежде.

Степень опасности тяжелых металлов/метал лоидов определяется тем, что элементы опасные для человека при прямом контакте, становятся менее опасными в почвах. В особенности это ка сается свинца и цинка. Свинец в почве сильно инактивируется и теряет токсичность [26]. Со временем металлы постепенно удаляются из поч вы за счет потребления растениями, выщелачива ния, эрозии. Установлено, что у свинца рекордно высокий период полуудаления из почв: от 740 до

5900 лет, по сравнению с более опасными кадми ем (13–110 лет) и медью (310–1500 лет) [29]. Са моочищение супесчаной дерново подзолистой почвы характеризуется различиями в сохранно сти разных металлов: за 12 лет достоверно снизи лось содержание Cd, Cu, Ni, но не Pb [51]. Это связано во многом с быстрым снижением по движности внесенного в почву свинца. В другом опыте в каштановой почве токсическая доза свинца достигает 200 мг/кг [24]. Устойчивость в почвах свинца повлекла за собой резкое увеличе ние его ПДК в западных странах. Значения ПДК свинца в городских почвах в Англии составляют 300, в Канаде 500 и 1000, в США – 2000 мг/кг [8].

Небольшая опасность цинка тоже не должна удивлять. Цинк является важным микроэлемен том, необходимым для растений. Он активно участвует во многих биохимических процессах. Техногенный Zn в почвах в значительной степени закрепляется с помощью (гидр)оксидов железа, фосфатов, входит в состав филлосиликатов [12, 68, 69]. Характерно, что в отличие от Cd, Cо, Ni, Th, достоверно усиливающих эмиссию СО2 в за грязненной почве, влияние Pb и Zn было не зна чимым [46].

Напротив, опасность других металлов/метал лоидов в России недооценена. Например, это от носится к ванадию. Его следует отнести к группе высоко опасных элементов. То же относится к Sb и Tl, опасность которых вызывает беспокойство почвоведов [74, 75, 85]. Опасность Bа в почвах не дооценена, сейчас его следует отнести к группе умеренно опасных элементов.

Содержание многих опасных металлов/металло идов (Se, Tl, Sb, Th, U, Ba) в почвах России система тически не изучают. Слабый интерес к этим элемен там не говорит об отсутствии проблем с ними. На оборот, из единичных публикаций следует, что ситуация с малоизученными, опасными тяжелыми элементами в почвах может быть весьма неблаго приятной. Приведем два примера. В городских поч вах Томска фоновое содержание опасных металлов бария и урана превышено в 5 раз, а очень опасным металлоидом – сурьмой – в 6 раз [27]. В почвах Москвы установлено 3 кратное превышение фоно вого содержания ванадием и 5 кратное – сурьмой. В почвах г. Дубна – 4 кратное превышение фона то рием и цезием и 3 кратное танталом [57]. Содержа ние этих опасных элементов в пахотных почвах по чти не известно. Таким образом, внимание почво ведов экологов следует сконцентрировать на изучении не любых тяжелых металлов, а наиболее опасных.

И с т о ч н и к и з а г р я з н е н и я п о ч в о п а с н ы м и т я ж е л ы м и м е т а л л а м и / м е т а л л о и д а м и. Перечислим основные источники загрязнения почв опасными тяжелы ми элементами: 1 – аэральные выпадения из ста

ционарных источников и средств передвижения; 2 – гидрогенное загрязнение от поступления про мышленных сточных вод в водоемы; 3 – осадки сточных вод; 4 – органические и минеральные удобрения и средства защиты растений; 5 – отва лы золы, шлака, руд, шламов и т.п.

Аэральным выбросам в России уделяется основ ное внимание. Мощная медно никелевая анома лия образовалась вблизи г. Норильск под влияни ем выбросов комбината “Норникель” [17]. Без жизненная зона (за счет As, Cu, Bа и других опасных элементов) образовалась около г. Ревда, где давно действует Среднеуральский медепла вильный завод [17].

Аэральнозагрязненные почвы распростране ны не только в России, но и в Европейском Сою зе, США, Канаде, Австралии, а в последние годы

ив Китае. Вблизи одного из сталелитейных заво дов Китая в почвах содержание Cu в почвах воз росло в 3.6 раз, Pb – в 3.6 раз, As – в 16 раз [73].

Внастоящее время в России очистка воздуш ных выбросов от стационарных источников до стигла заметных успехов. Это связано как с заме ной устаревшей пирометаллургической техноло гии, так и c установкой современных фильтров. Так, за последние годы резко уменьшилось коли чество аэральных выбросов Среднеуральского ме деплавильного завода. Если в 1980 г. завод выбрасы вал 205 тыс. т, то в 1989 г. – 141 тыс. т, в 1995 г. – 96 тыс. т, а в 2004 – только 25 тыс. т [31]. За 26 лет аэральные выбросы от Курского аккумуляторно го завода сократились настолько, что количество техногенного Ni уменьшилось в 23 раза, Cd – в 180 раз [32]. За счет реконструкции сократились аэральные выбросы комбината “Североникель” [45]. Таким образом, за исключением некоторых объектов, загрязняющих до сих пор почву воз душным путем, площади вокруг многих из них были загрязнены в прошлые годы работы. Это ка сается России и в еще большей мере стран ЕС, США, Канады, но в азиатских промышленных странах аэральные выбросы по прежнему оста ются значительными. Это в полной мере относит ся к Китаю [80] и Казахстану [5, 48]. В восточном Казахстане в зоне влияния Усть Каменогорского

иИртышского промышленных комплексов силь но загрязнена сельскохозяйственная продукция. В таких культурах, как морковь, баклажаны, свек ла, картофель содержание Cd, Cu, Zn в 5–10 раз превышает ПДК [48].

Гидрогенное загрязнение. Борьба с этим видом загрязнения дается труднее. Так, в 2007 г. в Иркут ской обл. 95% аэральных поллютантов задержи вали на фильтрах, тогда как в поверхностные во ды сброшено свыше 1 млрд. м3 сточных вод, из них 78% были очищены не полностью [19]. Среди этих гидрогенных поллютантов преобладали опасные соединения Cu и Hg. Такое соотношение

в степени очистки воздушных и водных отходов характерно и для других регионов России, хотя в последние годы затраты на очистку сточных вод вдвое превышают затраты на очистку воздуха [60]. В отличие от аэрального, гидрогенное загрязне ние почв и осадков – современное и наиболее ак тивное. Во многом это касается пойменных почв сельскохозяйственного назначения.

В ряде работ установлено, что гидрогенное за грязнение аллювиальных почв неочищенными стоками может быть очень интенсивным [11, 16]. Загрязненные осадки и аллювиальные почвы, как известно, становятся источником длительного загрязнения воды даже после того, как сброс в ре ки неочищенных сточных вод прекращается.

Неочищенные сточные воды, используемые для орошения в засушливых странах, сильно за грязняют почву [62]. Это загрязнение приобрело большие размеры в ходе индустриализации Ки тая; тяжелые металлы (особенно Cd и Hg) загряз нили почвы во многих провинциях востока стра ны [83]. Более 10 тыс. га пахотных земель загряз нены Cd, на котором выращивается до 50 тыс. т загрязненного риса. За 20 лет с 1960 по 1980 гг. с площади земель загрязненных Hg (более 32 тыс. га) произведено ~195 тыс. т загрязненного риса еже годно [81]. Кроме того, из за снижения урожай ности на этих площадях ежегодно недополучается более 12 млн т зерна.

В Китае особенно ухудшилось качество почв из за бесконтрольности полива сточными руд ничными водами [81]. В пахотной почве, орошае мой такой водой, драматически выросло содер жание ряда опасных тяжелых металлов – Сu c – 31 до 133 мг/кг, Cd c – 0.37 до 12.1 мг/кг [79–81]. Особенно опасная обстановка сложилась близи г. Шеньян, где 2500 га пахотных земель орошаются сточными водами. За счет этого содержание Cd в почве возросло с 0.2 до 1.0–4.1, Hg – с 0.05 до 1.4– 1.7 мг/кг [80]. В результате с пищей люди потреб ляют ежедневно 558 мг Cd, против 17.6 мг Cd в других, чистых районах страны [80]. Содержание Cd в мясе свиней, из за потребления ими загряз ненной пищи, больше контроля в 8–460 раз [84].

Актуальна эта проблема и для сельскохозяй ственных аллювиальных почв европейской части России [41], сброс неполно очищенных промыш ленных и коммунальных сточных вод, поступле ние дренажного стока с сельскохозяйственных угодий привело к загрязнению рек, водоемов и орошаемых земель. Увеличение содержания Ni и As в пахотном горизонте орошаемых полей в Са ратовской обл. объясняется грязной водой вблизи городов с развитой промышленностью [53]. За грязнение воды отражается на составе речного ила. Очень сильно загрязнены илы на дне р. Пах ра ниже г. Подольска – крупного промышленного центра Подмосковья: в илах содержание Hg и Cd

достигает 3.7–3.9 мг/кг [6]. Загрязнение затрону ло и очень крупные реки. Воды Оби распростра няют загрязнение на пойменные почвы [43].

Из за неполной очистки промышленных сто ков в г. Пермь, аллювиальные почвы сильно за грязнены. Содержание Cr в аллювиальной почве

впойме р. Егошиха составляет 400–500 мг/кг, а в пойме р. Данилиха – достигает 600–1400 мг/кг, в то время как в почве поймы более чистой р. Ива содержится ~200 мг Cr/кг, а в дерново подзоли стых почвах в 30 км к северо западу от г. Пермь –

всреднем 80 мг Cr/кг [15]. Тяжелые металлы/ме таллоиды сильно накапливаются в Fe–Mn орт штейнах и Fe роренштейнах. В роренштейнах со держание Ni достигает 440, Cu 230, Cr 600, As 43 мг/кг; в ортштейнах содержание Bа достигает 2800 мг/кг [15]. Эти конкреции нельзя рассматри вать как надежные депозитарии поллютантов – при смене редокс режима конкреции растворя ются. Гидрогенным путем аллювиальные почвы загрязняются тяжелыми элементами локально, но само загрязнение может достигать высокого уровня.

Врезультате мощного гидрогенного загрязне ния почв кислыми дренажными водами из рудни ков р. Рудная на юге Дальнего Востока на боль шой площади образовались хемоземы, загрязнен ные сульфидами Pb, Zn, Cd, Cu, Fe с новой морфологией. Почвоведы прогнозируют их со хранение (без активной ремедиации) в течение десятков и сотен лет [2].

Осадки сточных вод. В городскую канализацию поступает огромное количество переработанного органического вещества, которое собирают на очистных сооружениях в виде осадка сточных вод (ОСВ). Объем этих городских отходов растет по мере развития урбанизации, их складирование и хранение представляет все обостряющуюся про блему. Наиболее перспективно использование ОСВ для удобрения сельскохозяйственных и лес ных почв как источник органического вещества, азота и фосфора. В России таким образом утили зуется 4–6% осадков, тогда как в ЕС и США – в среднем 40% [34, 59]. Ежегодно на московских станциях образуется 120 тыс. т осадка. Он пред ставляет собой сброженную в термофильных условиях (53°С) и обезвоженную до 70% влажно сти органо минеральную массу, содержащую 69% органического вещества, 3–6% N и 1–3% Р [34]. В силу загрязненности ОСВ тяжелыми металлами, осадки компостируют с грунтом и применяют в дозах, не допускающих превышение ПДК метал лами в удобряемых почвах. Эти почвогрунты це лесообразно использовать для покрытия полиго нов твердых бытовых отходов, техногенных пу стошей, в питомниках для выращивания деревьев [38, 61].