Содержание к диссертации
Введение
1. Изменение биологической активности почв при антропогенном загрязнении ... 11
1.1. Почва, как основной аккумулирующий резервуар биосферы 11
1.2. Методы биомониторинга в исследовании экологической обстановки 11
1.3. Использование биологических показателей в экологической диагностике почв 13
1.3.1. Изменения биологической активности почв при загрязнении тяжелыми металлами 19
1.3.2. Изменения биологических показателей при радиоактивном загрязнении почв 26
2. Экологическая обстановка г. Обнинска 29
2.1. Характеристика типов почв на исследуемой территории 31
2.2. Основные выбросы в атмосферу от деятельности предприятий 33
2.3. Радиоактивное загрязнение атмосферы и почв 35
2.4. Загрязнение атмосферы в результате выбросов транспорта 39
3. Материалы и методы исследования 40
3.1. Отбор образцов почв 40
3.2. Зонирование исследуемой территории 40
3.3. Измерение содержания тяжелых металлов в образцах почв методом инверсионной вольтамперометрии 44
3.4. Измерение содержания тяжелых металлов в образцах почв атомно-абсорбционным методом 47
3.5. Измерение содержания радионуклидов в образцах почв методом у-спектрометрии и расчет дозы 49
3.6. Измерение биохимических показателей состояния почв 50
3.6.1. Определение каталазной активности 50
3.6.2. Определение дегидрої еназной активности 51
3.6.3. Определение инвертазной активности 51
3.6.4. Определение уреазной активности 52
3.7. Измерение физиологических показателей состояния почв 53
3.7.1. Определение потенциальной активности азотфикеащш 53
3.7.2. Определение потенциальной активности дснитрификации 54
3.7.3. Определение потенциальной активности эмиссии СО: 55
3.7.4. Определение потенциальной метаногенной активности 56
3.8. Потенциометрическое определение кислотности почвы 57
3.9. Количественное определение гигроскопической влажности и содержания органического вещества в образцах почв 57
3.10. Гранулометрический анализ образцов почв по методу Рутковского 59
3.11. Методы статистического анализа 61
3.11.1. Анализ принадлежности двух выборок одной генеральной совокупности 61
3.11.2. Методы корреляционного и линейного регрессионного анализа 61
3.11.3. Метод главных компонент 62
3.11.4. Дисперсионный анализ 62
3.11.5. Кластерный анализ 62
3.12. Использование ГИС-технологий для построения биоиндикационных карт г. Обнинска 62
4. Результаты и их обсуждение 64
4.1. Содержание тяжелых металлов в образцах почв 64
4.2. Содержание радионуклидов в образцах почв 67
4.3. Исследование изменений биологической активности почв во времени и пространстве 69
4.3.1. Оценка биологической активности почв 69
4.3.2. Исследование межгодовых изменений показателей биологической активности почв 87
4.3.3. Исследование межгодовых изменений показателей биологической активности
почв по зонам 95
4.3.4. Исследование пространственных изменений показателей биологической активности почв 97
4.4. Оценка изменения рН в образцах исследуемых почв 100
4.5. Исследование зависимости пространственного изменения биологической активности почв от содержания органического вещества и механического состава 104
4.5.1. Анализ и оценка содержания органического вещества в почвах исследуемой территории 104
4.5.2. Регрессионный анализ зависимости изменения биологических показателей от содержания ТМ, органического вещества и механического состава почв 105
4.6. Анализ изменений биологической активности почв по зонам наблюдения в зависимости от загрязнения ТМ 109
4.7. Корреляционный и регрессионный анализы массива биологических данных 115
4.7.1. Исследование корреляционных связей между изменениями биологических показателей 115 *
4.7.2. Исследование зависимости изменения биологических показателей от содержания тяжелых металлов 118
4.7.3. Исследование зависимости изменения биологических показателей от содержания радионуклидов 119
4.7.4. Исследование зависимости изменения биологических показателей от совместного присутствия ТМ и радионуклидов в почве 122
4.8. Исследование пространственных изменений биологической активности почв с использованием кластерного анализа 125
4.9. Дисперсионный анализ динамики изменений показателей ферментативной активности почв 132
4.10. Построение биоиндикационных карт с использованием ГИС 133
Заключение 136
Выводы 138
Список литературы 139
Приложение 1 162
Приложение 2 178
- Использование биологических показателей в экологической диагностике почв
- Основные выбросы в атмосферу от деятельности предприятий
- Измерение содержания тяжелых металлов в образцах почв методом инверсионной вольтамперометрии
- Исследование межгодовых изменений показателей биологической активности почв
Введение к работе
Актуальность темы. В 1956 г. в 100 км на юго-запад от Москвы был образован уникальный научный городок Обнинск (ныне первый в России наукоград) с расположением на его территории Первой в мире атомной электростанции с атомным реактором малой мощности 30 МВт и Физико-энергетического института (ныне ГНЦ РФ ФЭИ) с исследовательским реактором на быстрых нейтронах с натриевым теплоносителем БР-10 мощностью 8 МВт.
Основными направлениями реализации научно-технического потенциала наукограда Обнинск являются атомная энергетика, ядерная техника и радиационные технологии, медицинская радиология, метеорология, а также предприятия химической и нефтехимической промышленности, машиностроения и металлообработки, лесной, деревообрабатывающей, легкой, пищевой, медицинской и полиграфической промышленности. В атмосферу г. Обнинска поступает более 120 загрязняющих веществ, выбрасываемых из 1177 источников, зарегистрировано около 32 тыс. автомобилей, на долю которых приходится более 80% всех выбросов. Достаточно высока интенсивность движения по железной дороге на участке Москва-Калуга.
Такое значительное стечение в городе потенциально опасных производств ставит первостепенной задачу экологического мониторинга, который регулярно проводят два независимых подразделения: оценку радиационной обстановки на территории санитарно-защитной зоны (СЗЗ) ФЭИ - отдел радиационной безопасности и охраны окружающей среды (РБ и ООС) предприятия, экологическую ситуацию в городе и в целом по Калужской области - НПО «Тайфун». Ежегодно выпускаются сборники «Радиационная обстановка на территории России и сопредельных государств». Недостатком того и другого является, в первом случае, ограничение территории санитарно-защитной зоной ФЭИ, во втором, чересчур масштабная оценка, когда город рассматривается как точка в Калужской области. По нашему мнению, оценивать экологическую ситуацию в городе необходимо более детально, зонируя территорию на отдельные потенциально опасные участки: центральные улицы города, территорию влияния ФЭИ, рекреацинно-парковую зону города и т.п.
На современном этапе обращает на себя внимание развитие биомониторинга как универсального подхода к оценке состояния экологических систем. При этом почва рассматривается как основная
среда адсорбции загрязняющих веществ, что вызывает изменение функциональной и биохимической активности биоты. Внешне признаки деградации почвы заметить сложно, поэтому изменения этой составляющей биосферы не вызывают особого беспокойства ни у населения, ни, отчасти, у специалистов. Однако именно живая компонента почвы может сказать многое об изменениях экологической ситуации на территории в целом. Хорошо известны биоиндикаторы высокого уровня загрязнения почв: каталазная, инвертазная, дегидрогеназная и уреазная ферментативные активности. Среди физиологических параметров состояния почвенного микробоценоза особо чувствительной к загрязнению является активность азотфиксации. Во всех работах биологическая оценка была приемлема при высоком (более 10 ПДК) загрязнении почв (Звягинцев, 1976-1991; Денисова, 2005, 2006, Девятова, 2005, 2006; Егорова и др., 1991, 1996). Исследования низкоинтенсивных воздействий на экосистемы, примером которых являются почвы г. Обнинска, в литературе отсутствуют. В связи и с этим представляет особый интерес подбор биоиндикаторов загрязнения почв тяжелыми металлами и радионуклидами, которые можно эффективно использовать для мониторинга экологической ситуации в городах с малым уровнем загрязнения.
Цель и задачи исследования. Целью работы было выявление изменений во времени и пространстве биологического состояния почвенной экосистемы г. Обнинска в условиях загрязнения тяжелыми металлами и радионуклидами.
Для достижения указанной цели были поставлены следующие задачи:
Провести химический и радиационный мониторинг территории г. Обнинска и сопредельных районов.
Провести ежегодный (2002-2008 гг.) анализ биологической активности почв по показателям азотного (активности азотфиксации, денитрификации) и углеродного (эмиссия СОг, метаногенность) циклов почвенных микробоценозов, а также дегидрогеназной, каталазной, уреазной и инвертазной ферментативной активности почв.
Оценить пространственно-временные изменения исследуемых показателей биологической активности почв.
Выявить наиболее информативные биоиндикаторы состояния урбанизированной почвенной экосистемы.
5. Провести зональное картирование экологического состояния исследуемых почв г. Обнинска с использованием ГИС-технологий. Положения, выносимые на защиту:
Пространственно-временные изменения биологической активности почв в условиях низкого уровня техногенного загрязнения связаны с комплексом особенностей почв, включающих в себя характеристику мехсостава, наличия органического вещества, кислотности, содержания тяжелых металлов и радионуклидов в точках пробоотбора.
На фоне пространственной мозаичности наблюдаются устойчивые направленные многолетние изменения (тренды) ряда показателей почвенной активности. Эти изменения отражают долговременные перестройки в структуре почвенной микробиоты, протекающие под действием комплекса факторов.
Научная новизна и практическая значимость
1. Впервые в образцах почв г. Обнинска проведен комплексный анализ
динамики накопления тяжелых металлов (Си, Pb, Cd), изменения
активности основных радионуклидов ( Cs, Th, К) и функционально-
биохимического состояния почв по восьми показателям (каталазная,
инвертазная, уреазная и дегидрогеназная активности, эмиссия СОг,
азотфиксация, денитрификация, метаногенность).
2. Предложена регрессионная модель зависимости изменения
биологической активности почв от содержания тяжелых металлов (ТМ)
и радионуклидов.
3. Выявлены закономерности пространственных и временных изменений
биологической активности почв г. Обнинска в условиях загрязнения ТМ
и радионуклидами.
4. Проведено зональное ГИС-картирование экологического состояния
исследуемых почв г. Обнинска как важного компонента мониторинга в
практической реабилитации техногенно загрязненных территорий.
Внедрение результатов работы 1. Разработанные в диссертационной работе теоретические основы биоиндикации техногенного загрязнения почв были использованы при чтении курсов лекций и проведении практических и лабораторных работ по дисциплинам «Экологический и биологический мониторинг», «Техногенные системы и экологический риск» и «Экология и безопасность жизнедеятельности», читаемых студентам специальностей 020803 «Биоэкология», 020801 «Экология», 140307 «Радиационная
безопасность человека и окружающей среды» в Обнинском государственном техническом университете атомной энергетики.
Издано учебное пособие «Экологический риск. Часть 1» по курсу «Техногенные системы и экологический риск» для студентов специальности 020801 «Экология», а также студентов и аспирантов смежных специальностей.
Результаты исследования используются в работе отдела РБ и ООС для оценки загрязнения объектов окружающей среды (акт технического внедрения №4/РБ от 24 сентября 2007 г.).
Апробация работы. Результаты работы доложены на Международной научной конф. «Экология и биология почв», Ростов-на Дону, 2006; II Междунар. научно-практ. конферен. «Почва как связующее звено функционирования природных и антропогенно-преобразованных экосистем», Иркутск, 2006; Междунар. научн. конф. «Проблемы устойчивого функционирования водных и наземных экосистем», Ростов-на-Дону, 2006; Российской школе-конф. молодых ученых «Экотоксикология: современные биоаналитические системы, методы и технологии», Пущино, 2006; Всероссийской научн.школе «Актуальные проблемы регионального экологического мониторинга: научные и образовательные аспекты», Киров, 2006; IX Российской научной конференции «Радиационная защита и радиационная безопасность в ядерных технологиях», Обнинск, 2006; II Международной научн. конференции «Современные проблемы загрязнения почв», Москва, 2007; IV регион.научн. конференции «Техногенные системы и экологический риск». - Обнинск, 2007.
В 2006 г. в рамках Российской школы-конференции молодых ученых «Экотоксикология - современные биоаналитические системы, методы и технологии» (г. Пущино) выигран индивидуальный грант №30 от 01.08.06 по теме «Оценка экологических рисков функционального изменения сообщества почвенных микроорганизмов на техногенно загрязненных территориях».
В 2006 г. получена поощрительная премия Министерства экономического развития Калужской области за научную работу «Биодиагностика почвенного биома в районе расположения предприятия атомной энергетики», а также несколько дипломов победителя тематического направления перечисленных конференций.
В 2007 г. присуждена стипендия им. К.Э. Циолковского за исследование экологического состояния сообщества почвенных
микроорганизмов в районе расположения предприятия атомной энергетики.
Опубликовано 19 печатных работ, в том числе 2 статьи в журналах, рекомендованных ВАК для кандидатских диссертаций по направлению «Биологические науки» и 1 статья в журнале, рекомендованном ВАК для кандидатских диссертаций по другим направлениям.
Диссертация апробирована на межкафедральном научном семинаре ИАТЭ 15 апреля 2008 г. и на заседании кафедры гидробиологии биологического факультета МГУ им. М.В. Ломоносова 11 мая 2008 г.
Структура работы. Диссертационная работа изложена на 183 страницах машинописного текста. Содержит: введение, обзор литературы, материалы и методы исследования, результаты и их обсуждение, заключение, выводы, список используемых источников, содержащий 159 российских и 83 зарубежные публикации. Полученные результаты представлены в 52 таблицах и на 20 рисунках, в том числе на 19 электронных картах в ГИС-технологиях.
Использование биологических показателей в экологической диагностике почв
Характеристики физиолого-биохимических методов исследования свойств почв осуществляются сотрудниками кафедры биологии почв МГУ им. М.В. Ломоносова под руководством профессора Д.Г.Звягинцева. Введено понятие биологической активности почв, проанализированы существующие методы ее определения, разделение их на потенциатьыые и актуальные, созданы шкалы биологической активности. При проведении экологического мониторинга почв используют микробиологические, зоологические, геоботанические и другие методы [7, 34, 45, 46, 62, 82, 106, 121, 133, 166, 178, 185,207,213].
В результате многочисленных исследований установлена необходимость разделения биологической активности почв на актуальную и потенциальную, которые не всегда совпадают между собой. Потенциальная биологическая активность измеряется в лабораторных условиях, оптимальных для протекания конкретного биологического процесса и может служить информативным показателем состояния экосистемы в условиях загрязнения почв тяжелыми металлами и радионуклидами [50, 51].
Из применяемых показателей биологической активности почвы большое значение имеют почвенные ферменты. Биологическая активность обусловлена суммарным содержанием в почве определенного запаса ферментов, как выделенных в процессе жизнедеятельности растений и микроорганизмов, так и аккумулированных почвой после разрушения отмерших клеток. Особо следует отметить значение ферментов в тех случаях, когда в почве складываются экстремальные для жизнедеятельности организмов условия, в частности при загрязнении тяжелыми металлами [50, 131]. Применению ферментативной активности в качестве диагностического показателя состояния почв способствует высокая чувствительность этого параметра к внешним воздействиям и простота определения. По изменению ферментативной активности можно оценить протекание большого ряда биохимических процессов в почвах: минерализации, нитрификации, азотфиксации, денитрификации и еще целого ряда функциональных показателей почвенных микробоценозов [1, 22, 28, 36-38, 43, 58, 86, 103, 112, 153,188,222].
Среди энзимологических методов в почвенной биодиагностике наибольшее значение имеет определение активности оксидоредуктаз и гидролаз. Из оксидоредуктаз в почве наиболее распространены каталазы, дегидрогеназы, фенолоксидазы, пероксидазы. Они катализируют процессы биологического окисления. Из гидролаз наиболее широко представлены инвертаза, уреаза, протеаза, фосфатазы. Эти ферменты участвуют в реакциях гидролитического распада высокомолекулярных органических соединений [131], Ферментативная активность почв - один из показателей биохимической активности почвенной биоты, характеризующий потенциальную способность системы сохранять состояние гомеостаза, которое принято рассматривать как совокупность процессов, катализируемых внеклеточными (иммобилизованными на почвенных частицах и стабилизированными в почвенном растворе) и внутриклеточными ферментами почвенной биоты. Почвенно-энзимологические методы позволяют определять не содержание ферментов в почве, а активность ферментов, находящихся преимущественно в адсорбированном (иммобилизованном) состоянии на поверхности почвенных коллоидов и частично в почвенном растворе. Существующие методы определения активности ферментов основаны на учете количества переработанного в процессе реакции субстрата или образующегося продукта реакции в оптимальных условиях температуры, рН среды и концентрации субстратов [50, 57, 119]. Сущность этих методов заключается в следующем: навеску почвы насыщают антисептиком (толуолом), добавляют буферный раствор с рН, оптимальным для данного фермента, и определенное ттпгчество субстрата. Реакционную смесь, в основном, при температуре 30-37С выдерживают в термостате в течение определенного времени и после этого проводят количественный учет или качественную идентификацию продуктов реакции. Активность фермента выражают в количествах переработанного субстрата или образующегося продукта реакции за определенный промежуток времени и рассчитывают на единицу веса почвы или гумуса. Ферменты, относящиеся к классу оксидоредуктаз, катализируют окислительно-восстановительные реакции, играющие ведущую роль в биохимических процессах клетках живых организмов, а также в почве. Наиболее распространены в почвах такие оксидоредуктазы как каталаза и дегидрогеназы, активность которых является важным показателем генезиса почв. Каталаза разлагает ядовитую для клетки перекись водорода, образующуюся в процессе дыхания живых организмов в результате различных биохимических реакций окисления органических веществ до воды и молекулярного кислорода: 2Н202 = 2Н20 + 02. Активность каталазы определяется газометрическим методом, основанным на измерении скорости образования кислорода при разложении перекиси водорода в ходе ее взаимодействия с почвой. Дегидрогеназы - ферменты, которые участвуют в процессе дыхания, отщепляя водород от окисляемых субстратов. Одни дегидрогеназы переносят водород непосредственно на молекулярный кислород, другие - на какие-либо акцепторы, например, хиноны, метиленовую синь. Процессы дегидрирования протекают по схеме АН2+В= А+ВН2. Для определения активности дегидрогеназы в качестве акцептора водорода применяют бесцветные соли тетразолия (2,3,5-трифенил-тетразолий хлористый (ТТХ)), которые восстанавливаются в красные соединения формазана (трифенилформазан, ТФФ).
Гидролазы представляют собой обширный класс ферментов, осуществляющих реакцию гидролиза разнообразных сложных органических соединений, действуя на различные связи: сложно-эфирные, глюкозидные, амидные, пептидные. Гидролазы широко распространены в почвах и играют важную роль в обогащении их подвижными и доступными для растений и микроорганизмов питательными веществами. К этому классу относятся ферменты инвертаза, уреаза и другие. Их активность является важным показателем биологической активности почв и широко используется для оценки антропогенного воздействия.
Основные выбросы в атмосферу от деятельности предприятий
Исследуемая территория находится в пределах Русской платформы, которая сложена мощной толщей осадочных пород, залегающих на кристаллическом фундаменте [102]. Основными почвообразующими породами характеризуемой территории являются покровные суглинки, перекрывающие московскую и днепровскую (в нижнем течении р. Протвьт) морену. Покровные суглинки имеют палево-бурую окраску. Они однородны по сложению, лишь иногда в нижней части обнаруживается слоистость и примесь моренного материала. В их гранулометрическом составе обычно преобладают пылеватые фракции, которые составляют около половины и даже больше всей массы [111]. В бассейне р. Протвы преобладают легкосуглинистые и среднесуглинистые отложения. Среднесуглинистые отложения встречаются также на правом берег} р. Протвы в нижнем течении.
Основным компонентом химического состава покровных суглинков является кремнезем, содержание которого обычно колеблется в пределах 75-85%. Содержание оснований (CaO, MgO) редко превышает 2-4%. На территориях с мощностью покровных суглинков более 2 м распространены явления просадочного характера (микрозападины, протяжины).
Бассейн р. Протвы расположен в южной части дерново-подзолистой почвенной зоны, характеризуемой тем, что отмирающие растительные остатки здесь полностью не минерализуются, так как низкая температура в отдельные сезоны года прекращает жизнедеятельность микроорганизмов, разлагающих органическое вещество [55]. В связи с этим в почве создаются условия для накопления гумуса. Одновременно с накоплением гумуса происходит процесс растворения и вымывания минеральных соединений под влиянием кислых продуктов разложения растительных остатков. Сочетание двух вышеописанных процессов приводит к формированию дерново-подзолистых почв.
Господствующими в районе г. Обнинска являются дерново-подзолистые суглинки. Формируются они на тяжелосуглининистых или глинистых покровных отложениях, занимающих возвышенности и склоны холмов хорошо дренирован ных территорий. На выположенных водоразделах благодаря низкой фильтрации и слабому поверхностному стоку встречаются дерново-подзолистые слабоглееватые почвы. По левому берегу р. Протвы встречаются супесчаные и песчаные дерновые подзолы, формирующиеся на песчаных водноледниковых отлолсениях. В понижениях рельефа, за счет дополнительного поверхностного увлажнения при затрудненном стоке, формируются дерново-подзолистые глееватые почвы. Почвы эти тоже кислые. Подвижное содержание подвижного железа приурочено к гумусовому и элювиальному горизонтам. Влажность почв в течение всего летнего периода высокая [111].
По левому берегу р. Протвы в районе г. Обнинска на легких водноледниковых отложениях формируется альфегумусовые дерново-подзолы. Гранулометрический состав этих почв песчаный или супесчаный. Содержание питательных веществ низкое. Из-за низкой емкости поглощающего комплекса почв требуется более частое внесение органических и минеральных удобрений малыми дозами, так как почвы быстро теряют влагу не только из верхнего 50-70 сантиметрового слоя, но и из более глубоких горизонтов.
В понижениях рельефа, обычно при наличии водоупора в пределах метра, формируются глееватые иллювиально-гумусовые и иллювиально-железистые дерново-подзолы. Подзолистый горизонт в них обычно сильно отбелен.
От г. Обнинска до г. Протвино (Московской области) по правому берегу р. Протвы и прилегающих водоразделов формируются светло-серые почвы на лесовидных отложениях. Профиль светло-серых почв, так же как и дер но-подзол истых, довольно четко дифференцирован на генетические горизонты. Оподзоленность довольно четко наблюдается и в верхней части иллювиального горизонта. По физическим свойствам эти почвы близки к дерново-подзолистым, формирующимся на покровных суглинках.
На правом берегу р. Протвы в ее нижнем течении господствуют пахотные серые средне- и сильноэродированные почвы. У этих почв смываются верхние горизонты и постепенно припахиваются нижележащие. По мере увеличения степени эродированности почв утяжеляется гранулометрический состав пахотного горизонта, снижается его водопроницаемость, усиливается податливость дальнейшему смыву.
Почвенный покров поймы р. Протвы и се притоков представлен различными пойменными почвами. Для высоких уровней пойм характерны дерновые оподзоленные почвы, а на низких уровнях формируется слаборазвитые луговые и лугово-болотные, часто карбонатные почвы [111].
Керосин — 0,05 - - 0,017 0,025 - 0,025 Этнлаистат 0,068 - 0,014 0,023 0,0149 0,023 0,01 0,023 1,9-10- Свнпсн — - - - 5,8-10" 5,3-Ю"6 - 5,3-10 6 5,7-10 8 є ис предоставлены Особо важную роль в процессе загрязнения и естественного очищения воздуха играют метеорологические факторы, а также оседание загрязняющих веществ на подстилающую поверхность, вымывание осадками, химические превращения, разложение, перенос и рассеяние. При фиксированной мощности выбросов предприятий города, в том числе ФЭИ, метеорологические факторы обуславливают уровень возможного загрязнения атмосферы, который является характеристикой рассеивающей способности и называется потенциалом загрязнения атмосферы (ПЗА) [111]. Годовой ход ПЗА характеризуется повышением его летом, что связано с увеличением повторяемости приземных инверсий и слабых ветров. Метеорологические условия меняют ПЗА от 2,1 до 2,8 его среднегодового значения, что может повышать уровень загрязнения атмосферы почти в 2 раза [111].
Измерение содержания тяжелых металлов в образцах почв методом инверсионной вольтамперометрии
Для измерений в образцах почв массовой доли ТМ, извлеченных экстрагентами, использовали метод инверсионной вольтамперометрии (ИВ) с линейной развёрткой потенциала на твердом индикаторном электроде [227]. РІВ позволяет одновременно получить качественную и количественную информацию о веществах, восстанавливающихся или окисляющихся на индикаторном электроде. Метод предназначен для определения содержания подвижных, кислоторастворимых форм и валового содержания ТМ в образцах почв. В основе метода ИВ положен принцип электрохимического концентрирования определяемых ТМ на индикаторном электроде и электролитическом переводе их в раствор. Качественной характеристикой металлов, присутствующих в анализируемом растворе, является наличие пиков на регистрируемой вольтамперной кривой в определенной области потенциалов. Высота пиков пропорциональна концентрации металлов в растворе пробы.
Получение ацепштно-аммошшной вытяжки для определения подвижных форм Cd, Си, РЬ в почве В колбу с притертой пробкой вносили навеску 5 г воздушно-сухой почвы, приливали 50 мл ацетатно-аммонийного буферного раствора (рН 4,8). Выдерживали в течение 24 ч при комнатной температуре (t=21±2C). Отфильтровывали через складчатый бумажный фильтр. Замеряли объем фильтрата. Вытяжку почвы объемом 2 мл переносили в кварцевую выпарительную чашку и проводили операции в следующей последовательности: а) добавляли 0,2 мл HNO3 (конц.) и выпаривали на электроплитке при t=100-l 10С до влажных солей; б) к остатку добавляли 0,2 мл 30 %-ной Н202 и 0,2 мл HN03 (конц.) и упаривали на электроплитке при t=100-l 10С до влажных солей; в) для удаления паров кислот вносили 5 мл бидистиллированной воды и упаривали до влажных солей на электроплитке при t=100-l 10С. К полученному остатку добавляли 5 мл азотнокислого фонового раствора. Выдерживали в течение 20-30 мин, количественно переносили в мерный цилиндр и доводили объем подготовленной к измерению пробы до 10мл.
Атомно-абсорбционный анализ основан на способности свободных атомов определяемых элементов, образующихся в пламени при введении в него анализируемых растворов, селективно поглощать резонансное излучение определенных для каждого элемента длин волн.
Наиболее универсальным, удобным и стабильным источником получения свободных атомов является пламя. В пламени происходит испарение растворителя, растворенные вещества превращаются в мелкие твердые частицы, которые далее плавятся и испаряются. Образующиеся пары содержат смесь свободных атомов, ионов и молекул различных химических соединений. Степень атомизации различных элементов зависит от летучести, способности образовывать в пламени трудно диссоциирующие соединения, температуры пламени, химического состава проб, концентрации аэрозоля в пламени и крупности его частиц.
Для превращения раствора в аэрозоль и далее в атомный пар применяют специальные горелки, состоящие из распылителя, смесительной камеры, наконечника. От работы этого узла зависит чувствительность и точность анализа. Возникновение многих помех при анализе связано с недостаточно эффективной работой распылителя. Использование аэрозоля с очень мелкими частицами ослабляет или полностьто устраняет химические помехи, поскольку в этом случае для перехода аэрозоля в атомный пар требуется меньше времени и энергии, т. е. атомизация будет более полной.
В качестве детектора излучения системы регистрации используют фотоэлектронные умножители (ФЭУ). Они обладают достаточной чувствительностью в широкой области спектра. Извлечение подвшісньїх форм тяжелых металлов ацетатно-аммонийным буферным раствором срН=4,8. Подвижные формы соединений элементов в почвах извлекают ацетатно-аммонийным буферным раствором с рН=4,8 (ААБ). Этот экстрагент принят агрохимической службой для извлечения доступных растениям микроэлементов и служит для оценки обеспеченности почв этими элементами. Пробу почвы массой 5 г помещали в коническую колбу вместимостью 100-200 мл, приливали 50 мл ААБ. Суспензию взбалтывали и сутки настаивали. Вытяжки фильтровали через сухой складчатый фильтр «белая лента». В полученном фильтрате определяли элементы атомно-абсорбционным методом в пламени ацетилен-воздух [232]. Чувствительность метода: определение Си - 0,05 мкг/мл, РЬ - 0,1 мкг/мл, Cd-0,01 мкг/мл. 3.5. Измерение содержания радионуклидов в образцах почв методом у-спектрометрии и расчет дозы Содержание у-излучающих нуклидов в пробах определяли методом полупроводниковой у-спектрометрии на полупроводниковом у-спектрометре в отделе ООС и РБ ГНЦ-ФЭИ под руководством В.И. Вайзера. Методика согласована в ЦМИИ НПО ВНИИФТРИ (Центр метрологии ионизирующих излучений Научно-производственное объединение Всероссийский Научно-Исследовательский Институт Физико-Технических и Радиотехнических Измерений) 26.09.1994. Диапазон 60-3000 кэВ, погрешность не более 20% (р=0,95) МДА (минимально допустимая активность) - 0,7 Бк Cs на счетный образец в геометрии «Маринелли». Идентификацию проводили по пикам полного поглощения энергии у-излучения и расчёта активности по площади фотопика с учётом выхода у-квантов на акт распада. Абсолютную эффективность спектрометра для данной энергии фотонов определяли с помощью образцовых спектрометрических у-источников с учётом геометрических характеристик пробы. у-Спектрометрическая установка состоит из полупроводникового Ge(Li) детектора типа ДГДК-63, предусилителя типа БУС 2-96 или ПУГ-П-01, усилитель импульсов типа БУС 2-97, высоковольтного блока питания детектора типа БНВ-30, многоканального анализатора импульсов типа АИ-1024-17, блока управления и обработки информации на основе ПЭВМ ЕС-1841 или IBM PC. Установка снабжена комплексом программ обработки гамма-спектров BaltiAutop (версия 2.05, разработчик: ПО Балтиец, г. Нарва, Эстония). Метод расчета дозы облучения исследуемых почв
Исследование межгодовых изменений показателей биологической активности почв
Анализ изменений исследуемых показателей биологической активности почв за весь период наблюдения (2002-2008 гг.) выявил определенные временные изменения. На рис. 4.1 - 4.8 приведены графики временных зависимостей биологических показателей, построенные по их средним значениям за каждый год. В качестве контроля использовались значения, полученные в образцах незагрязненной почвы, отобранной в 2008 г. в районе д. Сатино Боровского района Калужской области (база географического факультета МГУ).
Почвы г. Обнинска по степени обогащенности инвертазой за весь период наблюдения относятся к очень бедным (табл. 4.4) и лишь в 2002 г. насыщение почв этим ферментом соответствует бедным почвам. В контроле 2008 г. инвертазная активность также имеет низкие значения, характерные для очень бедных почв.
Значения уреазной активности имели общую тенденцию к варьированию из в период с 2002 по 2005 гг. и значительно снижались в 2006 - 2008 гг. (рис 4.3). Оценка значений уреазной активности по шкале табл. 4.4 показывает, что почвы г. Обнинска очень бедны по обогащенности данным ферментом. В 2005 г. было зафиксировано самое высокое среднее значение активности уреазы (4,67 мг NHVPH), которое, однако, соответствует бедной почве.
По средним значениям активности дегидрогеназы за время наблюдений заметна тенденция к увеличению активности этого фермента в исследованных почвах с 2004 по 2008 гг. Сравнивая полученные значения дегидрогеназной активности со шкалой обогащенности почв ферментами (табл. 4.4) можно отметить, что почвы г. Обнинска средние по обогащенности дегидрогеназой в 2002-2005 гг., уже могут классифицироваться как богатые в 2006-2008 гг.
Изменения средних значений показателя эмиссии СОг в период наблюдений заметно повышаются (рис. 4.5). Значение эмиссии С02, полученное в работе [39], соответствует среднему значению данного показателя в исследуемых почвах, полученному в 2002 г. Таким образом, наши наблюдения показывают, что средние на территории города значения каталазной, инвертазной, уреазной и метаногенной активностей сообщества почвенных микроорганизмов во времени снижаются, а эмиссия СОз, азотфиксация, денитрификация и дегидрогеназная активности повышаются.
Известно, что инвертаза и уреаза относятся к гидролитическим ферментам. Гидролитики представляют из себя большую физиологическую группу микроорганизмов, в которую входят грибы, грамположительные бактерии и актиномицеты. Они выделяют в среду внеклеточные гидролитические ферменты - гидролазы (к которым относятся инвертаза и уреаза), и способны, таким образом, гидролизовать нерастворимые полимерные соединения (крахмал, клетчатку, лигнин). Снижение инвертазной и уреазной активности можно связать с тем, что гидролитики, не получая субстрата в достаточном количестве, образуют споры, переходя к покою, и их место в сообществе занимают копиотрофы. Гидролитические ферменты накапливаются в почве, образуя пул - запас или резерв, который может длительно «работать» пока микробная деятельность подавлена.
Эмиссия ССЬ идет различными метаболическими путями с разложением самых разнообразных органических субстратов. К аэробному дыханию способно большое число микроорганизмов. Дегидрогеназы - ферменты, которые участвуют в процессе дыхания, поэтому, возможно, годовой тренд повышения дегидрогеназной активности связан с повышением эмиссии С02 из года в год.
Метаногенная активность характеризует преобразования органического вещества анаэробными бактериями. Снижение этого показателя во времени и пространственная закономерность изменений говорит о падении активности анаэробной компоненты сообщества почвенных микроорганизмов, участвующих в цикле углерода, что может быть связано с постепенным заглублением загрязняющих веществ в исследуемых почвах г. Обнинска.
Анализ межгодовых изменений биологической активности почв г. Обнинска в трех зонах наблюдения показал, что тренды сохраняются не только по усредненным значениям во времени, но и в большей части точек в пространстве. Выявлена устойчивая и существенная перестройка функционирования сообщества почвенных микроорганизмов на всей исследуемой территории. Анализ результатов показал, что перестройка идет более активно в зонах 1 и 2, и менее выражено в зоне 3, причем особенно это заметно по снижению каталазной, инвертазной, уреазной активности.
Привлечение данных 2008 г. дает основание говорить о некоторой стабилизации биологической активности почв в зоне 3. Таким образом, почвы зоны 3 демонстрируют большую стабильность ферментативной активности, чем почвы зон 1 и 2, находящиеся под антропогенной нагрузкой. Можно полагать, что причина этой перестройки заключается в комплексном воздействии факторов антропогенного происхождения на урбанизированной территории, широко представленных в литературе [50, 57].
Для изучения пространственных изменений биохимических показателей биологической активности почв были взяты те точки пробоотбора, в которых измерения проводились в течение 3 и более лет за период наблюдения. Всего таких точек было 22. Показатели функционального состояния почвенной биоты (эмиссия ССЬ, азотфиксация, денитрификация и метаногенность) исследовались в большинстве точек пробоотбора однократно, поэтому выявить пространственные изменения биологических показателей не представлялось возможным.
Следует отметить, что показатели кислотности почв г. Обнинска и его окрестностей выше, чем в фоновых ненарушенных дерново-подзолистых почвах Приокско-Террасного биосферного заповедника (рН - 4.0-4.5) [228]. Представленные данные получены в почвенных образцах, отобранных с глубины 0-15 см.
Многими исследователями показано, что химические свойства городских почв, в первую очередь их кислотность, обычно отличаются от естественных почв [229]. Различия обусловлены как особенностями строения профиля городских почв, так и процессами, вызванными техногенными воздействиями на почвы (загрязнение ТМ, хлорорганическими соединениями и др.). Для городских почв характерны изменения рН в сторону подщелачивания. Высокие значения рН многие авторы объясняют такими причинами, как попаданием в почву хлоридов кальция и натрия в результате посыпания ими зимой дорог и тротуаров; высвобождение кальция из различных строительных материалов и отходов (известь, цемент, кирпич, строительный мусор и т.п.), что характерно, например, для промышленной зоны г. Обнинска [230]. Известно, что сдвиг рН в щелочную сторону приводит к изменению физико-химических, геохимических и биологических процессов в почвенном профиле [231]. В гумусовых горизонтах увеличивается содержание обменных катионов, что приводит к повышению буферное почв. Возрастает поглотительная способность и уменьшается вынос загрязняющих веществ.
Таким образом: 1) содержание органического вещества оказывает стимулирующее влияние на активность всех рассматриваемых ферментов, особенно на щелочных почвах. На кислых почвах эффект ослабевает для дегидрогеназы и становится отрицательным для инвертазы и урсазы (их активность на кислых почвах падает с ростом содержания органики); 2) выявлено отрицательное влияние частиц крупных фракций ( 0,5 мм) на каталазную активность и глинистых фракций на дегидрогеназную; 3) влияние суммарного содержания ТМ на активность всех рассматриваемых ферментов достоверно отрицательно, кроме каталазной активности (для каталазы эффект ТМ — тоже отрицателен, но статистически незначим и не вошел в модель). Но этот эффект, как мы видим, может маскироваться локальными различиями в свойствах почв. Действительно, коэффициенты простой линейной корреляции между ферментативной активностью и суммарным содержанием ТМ оказались статистически незначимы (от -0.149 до -0.340). Однако при учете других характеристик почв эффект ТМ оказался высокодостоверен в трех случаях из четырех (см. табл. 4.20-4.23); 4) все коэффициенты множественной корреляции достаточно высоки, полученные регрессионные модели объясняют от 20 до 47% общей пространственной вариации активности ферментов. Следовательно, для выявления эффекта низких (ниже ПДК) концентраций ТМ необходимо учитывать особенности почвенного покрова в точках отбора проб.
