Изучение фиторемедиационного потенциала амаранта и львиного зева для почв, загрязненных тяжелыми металлами

Содержание

Введение

. Обзор литературы

1.1 Тяжелые металлы в системе почва - растения

1.1.1 Тяжелые металлы в почве

.1.2 Тяжелые металлы в растениях

.1.3 Растения - гипераккумуляторы тяжелых металлов

.1.4 Фиторемедиация почв, загрязненных тяжелыми металлами

. Объекты и методы исследования

2.1 Характеристика объектов исследования

.2 Характеристика методов исследования.

3. Экспериментальная часть

3.1 Содержание подвижных и валовых форм тяжелых металлов в почве.

.2 Накопление биологической массы растениями амаранта и львиного зева при разном уровне загрязнения почвы тяжелыми металлами

.3 Содержание тяжелых металлов (Cd, Cu, Ni, Co, Pb и Zn) в дикорастущих и декоративных растениях при разном уровне их содержания в почве

.4 Расчет коэффициентов биологического поглощения и транслокационных коэффициентов для исследуемых растений по отношению к Cd, Cu, Ni, Co, Pb, Zn

Выводы

Библиографический список

Введение

Интенсификация промышленного и сельскохозяйственного производства, развитие транспорта и активизация добычи полезных ископаемых неизбежно приводят к загрязнению природных экосистем. При этом одним из основных объектов загрязнения является почва. В результате загрязнения снижается качество почв и ценность сельскохозяйственных угодий. Одним из наиболее серьезных аспектов этой проблемы является то, что поступившие в почву вещества и продукты их трансформации поглощаются растениями и накапливаются в них в концентрациях, опасных для здоровья человека и животных.

В последние годы вблизи городов и крупных промышленных центров наблюдается интенсивное загрязнение почв тяжелыми металлами. Так, по данным обследования почв 13 административных районов Московской области, полученным Испытательным центром почвенно-экологических исследований РГАУ - МСХА имени К.А. Тимирязева, в десяти районах содержание в почвах подвижных форм свинца и цинка превышало предельно допустимые значения в 3-5 и 2-10 раз соответственно, шесть районов оказались неблагополучными по содержанию в почве меди и марганца, четыре района - по содержанию никеля, три района - по содержанию кадмия и хрома [5]. Для городских почв проблема загрязнения стоит еще более остро. При этом самоочищение загрязненных почв протекает чрезвычайно медленно, в связи с чем большую актуальность приобретает исследование способов их очистки.

В настоящее время в индустриально развитых странах активно развиваются экономичные и мягкие технологии ремедиации почв, загрязненных неорганическими и органическими контаминантами, в основе которых лежит способность специально подобранных видов высших растений и ассоциированной с ними микробиоты поглощать и аккумулировать в своей биомассе тяжелые металлы в количествах, значительно превышающих их содержание в среде произрастания. Впоследствии загрязненная биомасса удаляется и утилизируется. Простота и дешевизна этого способа очистки загрязненных почв заключается в использовании обычных агротехнических приемов для выращивания растений. Данная технология может применяться как к органическим, так и к неорганическим поллютантам, находящимся в почве, воде или воздухе. Выделяют несколько фиторемедиационных методов, из которых основным для очистки почв от солей тяжелых металлов является фитоэкстракция. Ключевую роль в ее успешном применении имеет правильный подбор аккумулирующих металлы растений среди культурных или диких видов, характерных для данных почвенно-климатических условий и типа загрязнения. В настоящее время в мире идентифицировано около 400 видов гипераккумуляторов различных металлов из 22 семейств, использование которых в качестве растений - фиторемедиантов вызывает у исследователей большой интерес.

В области фиторемедиации работают научные коллективы во многих странах мира. Однако в России при очевидной перспективности количество целенаправленных исследований по выявлению местных культурных и диких видов растений - аккумуляторов и изучению условий их использования для очистки загрязненной почвы крайне ограничено [5].

В связи с этим цель наших исследований состояла в выявлении перспективных для использования в фиторемедиационных технологиях растений в условиях комплексного загрязнения дерново-подзолистой почвы тяжелыми металлами путем определения биологической продуктивности и установления параметров накопления и распределения металлов по органам исследуемых растений.

Для достижения цели были поставлены следующие задачи:

. Определить содержание подвижных и валовых форм тяжелых металлов (Zn, Cd, Cu, Ni, Со, Pb) при разном уровне их внесения.

2. Установить степень накопления биологической массы экспериментальных растений (амаранта, львиного зева) при разном уровне загрязнения почвы тяжелыми металлами.

. Определить содержание и характер распределения тяжелых металлов в корнях и надземной массе экспериментальных растений (амарант, львиный зев).

.Оценить фиторемедиационный потенциал растений (амаранта, львиного зева) с учетом показателей коэффициента биологического поглощения и транслокационного коэффициента.

1. Обзор литературы

1.1     Тяжелые металлы в системе почва - растения

1.1.1 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/см³, 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. [10 ].

Таблица 1 Нормативы ПДК (ОДК), фоновые содержания химических элементов в почвах (мг/кг) [16 ]

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 [10]. 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 [9 ]

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. [9 ].

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 [13].

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.) [2].

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 (Cd²⁺), 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. [13].

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 [14]. Другие исследования показали, что процессы сорбции кадмия почвой затухают в присутствии ионов хлора. Насыщение почвы ионами Са²⁺ 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 Zn²⁺. На подвижность цинка в почве в основном влияют величина рН и содержание глинистых минералов. При рН<6 подвижность Zn²⁺ 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 [3].

1.1.2 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 [11]. 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 [14]. 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 [10].

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 [12].

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 [6].

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 [15].

1.1.3 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 [19].

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 [4]. 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 [8].

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 [17]. 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 [18].

1.1.4 Фиторемедиация почв, загрязненных тяжелыми металлами

Наличие повышенных концентраций металлов в почве приводит к их накоплению в дикорастущей флоре и сельскохозяйственных культурах, что сопровождается загрязнением пищевых цепей. Высокие концентрации металлов делают почву неподходящей для роста растений, в связи с чем нарушается биоразнообразие. Загрязненные тяжелыми металлами почвы могут быть восстановлены химическими, физическими и биологическими способами. В целом их можно отнести к двум категориям [7].

Метод еx-situ требует удаления загрязненной почвы для обработки на или вне участка, и возвращения обработанной почвы на первоначальное место. Последовательность методов ex-situ, используемых для очистки загрязненных почв, включает экскавацию, детоксификацию и/или разложение контаминанта физическими или химическими способами, в результате чего контаминант подвергается стабилизации, осаждению, иммобилизации, сжиганию или разложению [1].

Метод in-situ предполагает очищение загрязненной почвы без ее экскавации. Reed et al. определили технологии ремедиации in-situ как разложение или трансформацию контаминанта, иммобилизацию для снижения биодоступности и отделение контаминанта от почвы. Метод in-situ предпочтительнее, чем ex-situ, вследствие его низкой стоимости и щадящего влияния на экосистему. Традиционно метод ex-situ предполагает удаление загрязненной тяжелыми металлами почвы и ее захоронение, что не является оптимальным выбором, поскольку захоронение загрязненной почвы вне участка просто переносит проблему загрязнения в другое место; при этом существует определенный риск, связанный с транспортом загрязненной почвы. Разбавление тяжелых металлов до приемлемого уровня путем добавления в загрязненную почву чистой почвы и их смешивания, покрытие почвы инертным материалом может быть альтернативой очистке почвы в пределах загрязненного участка. Иммобилизация неорганического контаминанта может быть использована в качестве ремедиационного метода для загрязненных тяжелыми металлами почв. Она может достигаться путем коплексации контаминантов, или повышением рН почвы путем известкования. Повышение рН снижает растворимость тяжелых металлов, таких как Cd, Cu, Ni и Zn, в почве. Хотя риск быть поглощенными растениями снижается, концентрация металлов в почве остается неизменной. Большинство из этих традиционных технологий очистки дороги и являются причиной дальнейшего нарушения уже поврежденной окружающей среды. Биоремедиационные технологии, получившие название "фиторемедиация", предполагают использование зеленых растений и ассоциированной с ней микробиоты для in-situ очистки загрязненных почв и подземных вод. Идея использования металлаккумулирующих растений для удаления тяжелых металлов и других соединений была впервые высказана в 1983 году. Термин "фиторемедиация" состоит из греческой приставки фито- (растение), присоединенного к латинскому корню remedium (восстановление).

Ризофильтрация подразумевает использование растений (как наземных, так и водных) для адсорбции, концентрирования и осаждения контаминантов в корнях из загрязненных водных источников с низкой концентрацией контаминанта. Этим способом можно частично обработать промышленные стоки, поверхностные стоки сельскохозяйственных угодий и объектов или кислые дренажные стоки рудников и шахт. Ризофильтрация может быть применена в отношении свинца, кадмия, меди, никеля, цинка и хрома, которые в основном удерживаются корнями. Преимущества ризофильтрации включают ее способность быть использованной как "in-situ", так и "ex-situ" и использовать при этом виды растений, которые не являются гипераккумуляторами. Была изучена способность подсолнечника, индийской горчицы, табака, ржи, шпината и кукурузы удалять свинец из сточных вод, при этом подсолнечник показал наибольшую эффективность очистки [1].

Фитостабилизация используется, главным образом, для очистки почв, седиментов и осадков сточных вод и зависит от способности корней растений ограничивать подвижность и биодоступность контаминантов в почве. Фитостабилизация осуществляется посредством сорбции, осаждения и комплексации металлов. Растения снижают количество воды, просачивающейся через загрязненную почву, что предотвращает эрозионные процессы, проникновение растворенных контаминантов в поверхностные и грунтовые воды и их распространение в незагрязненные районы. Преимущество фитостабилизации заключается в том, что этот метод не требует удаления загрязненной растительной биомассы. Однако и главным его недостатком является сохранение контаминанта в почве, в связи с чем применение данного способа очистки должно сопровождаться постоянным мониторингом за содержанием и биодоступностью контаминантов.

Фитоэкстракция - наиболее подходящий способ удаления солей тяжелых металлов почв без разрушения почвенной структуры и плодородия. Некоторые авторы называют этот метод фитоаккумуляцией. Так как растение абсорбирует, концентрирует и осаждает токсичные металлы и радионуклиды из загрязненных почв в биомассе, это лучший способ очистки территорий с рассеянным поверхностным загрязнением и относительно низкой концентрацией контаминантов. Существует две основные стратегии фитоэкстракции:

фитоэкстракция в присутствии хелатов, или индуцированная фитоэкстракция, в которой добавление искусственных хелатов увеличивает подвижность и поглощение металла - контаминанта;

последовательная фитоэкстракция, в которой удаление металла зависит от естественной способности растений очищать; при этом под контролем находится только число высева (посадки) растений. Открытие гипераккумулирующих видов еще больше содействовало развитию данной технологии. Для того, чтобы сделать эту технологию реально выполнимой, растения должны извлекать большие концентрации тяжелых металлов корнями, перемещать их в надземную биомассу и продуцировать большое количество растительной биомассы. При этом важны такие факторы, как скорость роста, избирательность к элементу, устойчивость к болезням, метод уборки. Однако медленный рост, поверхностно распространяющаяся корневая система, низкая продуктивность биомассы ограничивают применение гипераккумулирующих видов для очистки загрязненных тяжелыми металлами территорий.

Фитоиспарение включает использование растений для выноса контаминантов из почвы, трансформации их в летучую форму и транспирации в атмосферу. Фитоиспарение используется в основном для удаления ртути, при этом ион ртути трансформируется в менее токсичную элементарную ртуть. Недостатком является то, что ртуть выброшенная в атмосферу, вероятнее всего повторно возвращается путем осаждения и затем вновь попадает в экосистему. Американские исследователи обнаружили, что некоторые растения, произрастающие на субстрате, богатом селеном, продуцируют летучий селен в форме диметилселенида и диметидиселенида. Есть сообщения, что фитоиспарение было успешно применено для трития, радиоактивного изотопа водорода), который распадался до стабильного гелия с периодом полураспада около 12 лет. Фитодеградация. В фиторемедиации органических веществ растительный метаболизм участвует в восстановлении контаминанта путем трансформации, разложения, стабилизации или испарения загрязняющих веществ из почвы и подземных вод. Фитодеградация представляет собой разложение органических веществ, поглощенных растением, до более простых молекул, которые включаются в состав растительных тканей. Растения содержат ферменты, которые могут подвергнуть распаду и конвертировать оружейные отходы, хлорсодержащие растворители, такие как трихлорэтилен и другие гербициды. Ферментами обычно выступают дегалогеназы, оксигеназы и редуктазы. Ризодеградация - это разложение органических соединений в почве посредством микробиальной деятельности в корневой зоне (ризосфере) и является намного более медленным процессом, чем фитодеградация. Приведенные методы фиторемедиации могут быть использованы комплексно. Итак, из обзора литературы видно, что в настоящее время фиторемедиация - это быстро развивающаяся область исследований. За последние десять лет исследователями из многих стран мира получено экспериментальное подтверждение, в том числе в полевых условиях, перспективности данного метода для очистки загрязненных сред от органических, неорганических контаминантов и радионуклидов. Этот экологичный и недорогой способ очистки загрязненных территорий является реальной альтернативой традиционным способам восстановления нарушенных и загрязненных земель. В России коммерческое применение фиторемедиации для почв, загрязненных тяжелыми металлами и различными органическими соединениями, такими, как нефтепродукты, находится в начальной стадии. Необходимы масштабные исследования, направленные на поиск быстрорастущих и обладающих выраженной способностью к накоплению контаминантов растений из числа культурных и дикорастущих видов, характерных для того или иного региона, экспериментальное подтверждение их высокого фиторемедиационного потенциала, изучение способов его повышения. Отдельным важным направлением исследований является изучение вопроса утилизации загрязненной растительной биомассы с целью предотвращения повторного загрязнения различных компонентов экосистемы и попадания контаминантов в пищевые цепи [5].

2. Объекты и методы исследования

В приведенном выше обзоре было продемонстрировано неоднозначное мнение большинства исследователей относительно действия никеля, цинка, кадмия, кобальта, свинца и меди на биологические объекты. Большинство авторов указывают на их негативное воздействие на живые организмы при определенных условиях. Однако природа токсичности изучаемых элементов еще недостаточно изучена. Доказательством этого является то, что еще продолжаются споры о жизненной необходимости этих элементов для растений. В частности, остается невыясненным, как некоторые представители культурной и дикорастущей флоры сохраняют жизнеспособность в условиях избытка тяжелых металлов в окружающей среде. Помимо этого, отсутствует достаточно информации о том, каким образом происходит поглощение, накопление и распределение элементов по органам изучаемых культур при антропогенном загрязнении окружающей среды и существуют ли видовые и сортовые особенности в поглощении и дальнейшем распределении тяжелых металлов в растениях. В связи с этим цель настоящей работы заключалась в изучении фиторемедиационного потенциала ряда дикорастущих и декоративных растений в условиях комплексного загрязнения дерново-подзолистой почвы тяжелыми металлами. Исследовательская работа проводилась в течение двух вегетационных сезонов.

В первый год (2008) вегетационный опыт был заложен с растениями амаранта (Amaranthus candatus) и львиного зева (Antirrhinum majus) на дерново-подзолистой тяжелосуглинистой почве с ее искусственным загрязнением тяжелыми металлами (Cd, Cu, Ni, Co, Pb и Zn) на уровне 1, 3 и 5 ПДК.

Согласно полученным экспериментальным данным и расчетным коэффициентам, был сделан вывод о том, что растения амаранта и львиного зева в условиях высокого уровня загрязнения почвы тяжелыми металлами обладают наибольшей способностью к накоплению и перемещению в надземные органы кадмия Cd и цинка Zn.

Рассчитанные коэффициенты биологического поглощения для растений амаранта составили 14,7 и 9,47, а транслокационные коэффициенты 1,48 и 1,62 для кадмия и цинка соответственно. Что касается львиного зева, то для него коэффициенты биологического поглощения составили 14,6 и 7,51, а транслокационные коэффициенты 1,53 и 1,51 для кадмия и цинка соответственно. Исходя из этих данных, для дальнейшего изучения фиторемедиационнго потенциала амаранта (Amaranthus candatus) и львиного зева (Antirrhinum majus) в 2009 году заложили вегетационный опыт в условиях комплексного и индивидуального загрязнения почвы кадмием Cd и цинком Zn.

Данная работа осуществлялась на базе Испытательного центра почвенно-экологических исследований РГАУ-МСХА имени К.А. Тимирязева, вегетационный опыт в почвенной культуре проводился в вегетационном домике кафедры агрономической и биологической химии РГАУ-МСХА имени К.А. Тимирязева.

2.1 Характеристика объектов исследования

Объектом исследования являлась дерново-подзолистая среднесуглинистая почва, отобранная на Полевой опытной станции РГАУ-МСХА имени К.А. Тимирязева. Перед закладкой опыта были определены следующие агрохимические показатели:

Влажность 50%; Плотность почвы 1,3г/см³ ;рН_КС1 = 6,1; Н_г = 0,63 ммоль/100 г почвы; S = 15,5 ммоль/100 г почвы; гумус = 1,9%; N_общ = 0,12%;

Р₂О₅ = 142 мг/кг; К₂О = 116 мг/кг;

Таблица 3 Содержание тяжелых металлов в исходной почве, мг⁄ кг

Выбор вариантов для опыта, который проводился в 2008 году с растениями амаранта (Amaranthus candatus) , львиного зева (Antirrhinum majus) проводили по шкале нормирования уровня загрязнения почв тяжелыми металлами: первый уровень < ПДК (Контроль) -допустимый, второй - 1 ПДК - низкий, третий - 3 ПДК - средний, четвертый - 5 ПДК - высокий. Схема опыта:

вариант - Контроль

вариант -ТМ (1 ПДК)

вариант -ТМ (3 ПДК)

вариант -ТМ (5 ПДК)

Опыт закладывали в пластмассовых сосудах, вмещающих 5 кг (для растений амарант, донник белый, львиный зев, марь белая) и 0,89 кг (для бархатцев) воздушно-сухой почвы. Посев проводили проросшими семенами.

Тяжелые металлы вносили в виде растворов химически чистых солей: Со - CoSO₄· 7 H₂O, Zn - ZnSO₄· 7 H₂O, Ni - NiSO₄· 7 H₂O, Cd - CdSO_{4 ,} Cu - CuSO₄· 5 H₂O, Pb - (СН₃СОО)₂Рь. Перед закладкой опыта были отобраны почвенные образцы для определения содержания валовых и подвижных форм тяжелых металлов. Набивка сосудов была проведена 7 июня 2008года. Посев произведён 8 июня 2008г. После появления всходов было проведено прореживание: амарант-3 растения на сосуд, львиного зева - 5 растений на сосуд. В 2009 году был заложен вегетационный опыт с растениями амаранта (Amaranthus candatus) и львиного зева (Antirrhinum majus) в условиях загрязнения почвы кадмием Cd и цинком Zn. Схема опыта:

вариант - Контроль

вариант - Cd₃

вариант - Cd₆

вариант - Cd₁₂

вариант - Zn₂₀₀

вариант - Zn₄₀₀

вариант - Zn₆₀₀

вариант - Cd₃Zn₂₀₀(низкий уровень загрязнения, СПЗ=13)

вариант - Cd₆Zn₄₀₀(средний уровень загрязнения, СПЗ=27)

вариант - Cd₁₂Zn₆₀₀(высокий уровень загрязнения, СПЗ=51)

Количество повторностей: 3.

Количество сосудов (объём 5 л): 60 штук.

Соли: сернокислые соли кадмия и цинка (ZnSO₄· 7 H₂O, CdSO₄ ).

Перед закладкой опыта была проведена пробная набивка сосудов. Расчёт вносимых доз солей тяжёлых металлов производился на массу абсолютно сухой почвы с учётом её влажности. Каждый сосуд имел этикетку, отображающую номер опыта, название растения, вариант и повторность. Набивка сосудов была проведена 14 июня. Посев произведён 15 июня. После появления всходов было проведено прореживание: амарант-3 растения на сосуд, львиного зева - 5 растений. В течение всей вегетации проводили фенологические наблюдения. По достижении полной спелости растения был произведён укос растений и учёт их массы.

Амарант (Amaranhus caudatus)

Однолетнее (как правило), однодомное растение семейства амарантовых. В мире известно 65 родов и около 900 видов амаранта, в России, имеющего еще одно название - щирица - 17 видов. Растения достигают 2-3 м высоты, с толщиной стебля 8-10см, масса растения 3-5 до 30кг. Листья крупные, продолговато-эллиптические с длинными черешками, клиновидные у основания, и острые к верхушке. Соцветие - пышная метелка, длиной 1,5м разной формы и плотности. Семена мелкие, белые, розовые, коричневые и черные, блестящие, словно лакированные. Масса 1000 зерен всего 0,6-0,9 г. В метелке м.б. до 0,5 кг семян. Облиственность растений в зрелом состоянии очень велика - от 500 до 1000 листьев, а поэтому над одним м2 почвы в несколько ярусов расположены листья, общая поверхность которых в 6-10 раз больше (т.е. индекс листовой поверхности равен 6-10). Амарант, как культура С4 типа имеет фотосинтетические особенности, которые позволяют ему в течение короткого времени при наличии необходимого питания набирать большую фитомассу, до 2000ц/га.

Львиный зев (Antirrhinum majus)

Это многолетнее травянистое растение с тонкобороздчатыми зелеными стеблями, гладкими в нижней части и покрытыми железистыми волосками в верхней, высотой от 15 до 150 см. Листья цельные, в верхней части стебля расположены в очередном порядке, в нижней - супротивно. Цветки неправильные, на коротких цветоножках, пазушные, в крупных кистевидных соцветиях. Венчик спайнолепестный, двугубый, при основании с мешковидной выпуклостью. Верхняя губа двулопастная, нижняя трехлопастная. Окраска венчика белая, желтая, розовая, красная. Плод - многосемянная, двухгнездная коробочка. В 1 г 5500-8000 семян.

Лучше всего растет на хорошо удобренной, средневлажной, суглинистой почве. Уход за растениями: обычный. Культура сравнительно легко переносит кратковременную засуху, но очень отзывчива на поливы и подкормки минеральными удобрениями, которые проводят 2-3 раза до цветения. При избыточной влажности болеет и погибает, особенно в возрасте рассады. Растение устойчиво к заморозкам.

Размножение: семенами и черенками. Растение холодостойкое, всходы и закаленная рассада могут выдерживать непродолжительные заморозки до -3-5°С. Семена высевают в середине марта, высокие и средние сорта требуют двукратной пикировки. Семена прорастают очень медленно, при температуре +20...+22°С, всходы появляются только на 10-14-й день. При проращивании семена нуждаются в свете, поэтому не стоит присыпать их толстым слоем почвы.

2.2 Характеристика методов исследования

Определение агрохимических показателей происходило по следующим методикам.

Влажность - весовой метод ГОСТ 28268-89

рН_КС1 - потенциометрический метод ГОСТ 26483-85

Н_г - по Каппену-Гильковицу ГОСТ 26212-85- по Каппену-Гильковицу - ГОСТ 27821-88

гумус - по Тюрину ГОСТ 26213-91_общ - по Кьельдалю ГОСТ 26107-84

Р₂О₅ - по Кирсанову ГОСТ 26207-84

К₂О - Кирсанову ГОСТ 26261-84

Содержание (фоновое) ТМ в почве РД 52.18.191 - 90, ОСТ- 10 - 221-98

Пробоподготовка проводилась в СВЧ-минерализаторе "Anton Paar Multiwave 3000". Содержание металлов определялось атомно-абсорбционным методом на спектрофотометре КВАНТ - 2 АТ. В почвенных образцах были определены валовые и подвижные формы тяжелых металлов. Подвижные формы тяжелых металлов (ацетатно-аммонийный буфер рН=4,8) определяли на атомно-абсорбционном спектрофотометре ААС КВАНТ - 2 АТ. Почвенные образцы на определение валовых форм металлов были подвергнуты пробоподготовке в СВЧ-минерализаторе "Anton Paar Multiwave 3000" с дальнейшим определением их на атомно-абсорбционном спектрофотометре ААС КВАНТ - 2 АТ.

Атомно-абсорбционный метод основан на измерении поглощения света свободными атомами определяемого элемента при прохождении света через атомный пар исследуемой пробы. Свободные атомы элементов, находящиеся в невозбужденном стабильном состоянии в слое нагретого газа, способны селективно поглощать свет, переходя при этом в возбуждённое состояние. Величина светопоглощения (абсорбции) зависит от концентрации определяемого элемента. Основное преимущество метода - исключительно высокая селективность определения отдельных элементов и практически полное отсутствие спектральных помех.

3. Экспериментальная часть

3.1 Содержание подвижных и валовых форм тяжелых металлов в почве

Данные по содержанию подвижных и валовых форм тяжелых металлов (Cd, Cu, Ni, Cо, Pb, Zn) в почве, полученные в первый год (2008г) проведения вегетационного опыта представлены в таблицах 4 и 5

С увеличением содержания вносимых элементов в почве последовательно возрастает содержание их валовых и подвижных форм.

Таблица 4 Содержание в почве подвижных и валовых форм Cd, Cu, Ni, мг/кг

Таблица 5 Содержание в почве подвижных и валовых форм Co, Pb, Zn, мг/кг