Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Бенз(а)пирен и сопутствубщие загрязняющие вещества в агроэкосистемах
1.1. Основные физико-химические свойства. Биологическая активность... 10
1.2. Источники загрязнения 17
1.3. Методико-метрологическое обеспечение контроля содержания загрязняющих веществ 19
1.4. Загрязнение почв 21
1.5. Загрязнение сельскохозяйственных растений 28
1.6. Количественные показатели оценки химического загрязнения почвенно-растительного покрова 31
1.7. Состояние и особенности загрязнения агроэкосистем Южного Прибайкалья 37
1.8. Задачи и направления исследований 39
Глава 2. Территория, объекты и методы исследований
2.1 Общая природно-антропогенная характеристика агроэкосистем Южного Прибайкалья 41
2.2. Объекты и методы исследования
2.2.1. Почвы 43
2.2.2. Растения 49
2.2.3. Методики определения 49
2.3. Статистическая обработка результатов анализа 51
Глава 3. Закономерности распределенрїя бенз(а)пирена и сопутствующих веществ в почвах агроэкосистем южного прибайкалья
3.1. Основные свойства почв 54
3.2. Геохимические (фоновые) содержания загрязняющих веществ 63
3.3. Сравнительная оценка пространственного распределения загрязняющих веществ 69
3 .4. Особенности распределения бенз(а)пирена по профилю почв 80
3.5. Распределение бенз(а)пирена по компонентам почв 86
Глава 4. Содержание и закономерности распределения веществ в системе почва-растение
4.1. Загрязнение растений и условия, его определяющие 92
4.2. Зависимости между содержанием веществ в системе почва-растение 107
4.2.1. Бенз(а)пирен 107
4.2.2. Фтор 112
4.2.3. Цинк 115
4.3. Коэффициенты биологического поглощения веществ и факторы, их определяющие 119
4.4. Природа вещества 132
Глава 5. Оценка степени химического загрязнения почвенно-растительного покрова агроэкосистем Южного Прибайкалья 138
Заключение 143
Список использованной литературы 146
- Методико-метрологическое обеспечение контроля содержания загрязняющих веществ
- Количественные показатели оценки химического загрязнения почвенно-растительного покрова
- Сравнительная оценка пространственного распределения загрязняющих веществ
- Зависимости между содержанием веществ в системе почва-растение
Введение к работе
Актуальность работы. Среди приоритетных загрязняющих природную среду веществ большую опасность представляет группа полициклических ароматических углеводородов (ПАУ), индикатором которых принят бенз(а)пирен (Б(а)П). В силу высокой биологической активности канцерогенного, мутагенного, тератогенного действия он относится к суперэкогенотоксикантам 1-го класса опасности и подлежит обязательному контролю в различных объектах окружающей среды (ООС).
Мощными источниками образования и выделения ПАУ являются производство алюминия, процессы сжигания, твердого топлива «малой» теплоэнергетики (котельные, домовые печи), которые характерны для Сибири. Накапливающееся в данном регионе антропогенно-техногенное воздействие приводит к существенным изменениям почвенного покрова - незаменимого компонента биосферы в процессах обмена веществом и энергией. Являясь первичным звеном в пищевой цепи, сложная и динамичная система почва-растение тесно связана со многими теоретическими и практическими проблемами почвоведения, агрохимии, экологии. Она определяет не только геохимический круговорот веществ, но и включение загрязняющих веществ (ЗВ) разной биологической активности в биогеохимические циклы. Очевидна важность знания процессов перераспределения веществ между растением и почвой и их количественных характеристик. Известные в литературе исследования по ПАУ противоречивы, недостаточны и не систематизированы. Они не дают представления о закономерностях бионакопления канцерогенов растениями, о количественных показателях этих процессов. Единичные результаты определения коэффициентов биологического поглощения (Кб) ПАУ, отличающихся широкими диапазонами варьирования, не позволяют установить факторы, влияющие на эти показатели.
В связи с этим актуальной проблемой представляется изучение степени химического загрязнения, закономерностей поведения ПАУ и сопутствующих веществ в различных объектах особенно агроэкосистем. Для оценивания их функционирования не решенной проблемой сохраняется отсутствие всесто ронних количественных характеристик, например, показателей интенсивности поглощения веществ растениями, например показателей интенсивности поглощения веществ растениями.
Систематический контроль содержания Б(а)П и его аналогов в агроэко-системах России не проводится (Агроэкологческая..., 2002; Государственный..., 1999). На территории Южного Прибайкалья при наличии многочисленных источников загрязнения промышленности (цветная металлургия, теплоэнергетика, производство строительных материалов, нефтехимия), отопительных систем, автотранспортных средств возникает угроза ухудшения агроэкологического состояния почв и фитоценозов. Последнее усугубляется тем фактом, что большие сельскохозяйственные (с.-х.) площади находятся в зонах интенсивного локального и регионального химического загрязнения.
Целью работы явилось изучение содержания и закономерностей распределения Б(а)П и сопутствующих приоритетных загрязняющих веществ в почвах и растениях агроэкосистем разной степени антропогенно-техногенной нагрузки на примере Южного Прибайкалья.
Для достижения поставленной цели требуется решить следующие задачи.
1. Оценить основные свойства почв.
2. Определить закономерности распределения Б(а)П и сопутствующих веществ в почвах агроэкосистем.
3. Изучить содержание и закономерности распределения веществ разной природы (Б(а)П, фтор, тяжелые металлы) в системе почва-растение, количественно оценить процессы в. ней происходящие и выявить факторы, на них влияющие.
4. Установить степень суммарного химического загрязнения почв и растений агроэкосистем Южного Прибайкалья.
Объекты и методы исследования. Объектами исследований были почвы сельскохозяйственных угодий разного назначения (пашня, залежь, пастбища), а также почвы лесные и урбаноземы. Одновременно с почвами изучены с.-х. растения - овощные культуры (картофель, свекла, морковь), зерновые (пшеница, ячмень, овес), а также дернина, однолетние травы и их ветошь.
Отбор проб почв, растений и их анализ проводились автором в 2001-2003 гг. по известным методикам (Аринушкина, 1970). Определение Б(а)П в почве и растениях проводили методом низкотемпературной люминесценции по разработанным методикам (МВИ..., 2002; МВИ..., 2002 а). Определение фтора выполнено ионселективным методом (Руководство..., 1993; Методические..., 1995). Валовое содержание тяжелых металлов (ТМ) определяли методом рент-генофлуоресцентного анализа (РФА).
Научная новизна работы.
Оценены изменения основных свойств почв агроэкосистем Южного Прибайкалья по сравнению с таковыми 1940... 1980 годов
Впервые определены региональные геохимические (фоновые) и гигиенические содержания Б(а)П, фтора, ТМ - Fe, Ті, Mn, V, Zn, Pb, As, Ni в почвах и c-x. растениях. Выявлены особенности пространственно-профильного распределения Б(а)П в почвах. Найдены суммарные показатели химического загрязнения почв,- на основе которых сделана оценка состояния агроэкосистем.
Установлены зависимости между накоплением в с.-х. растениях Б(а)П, фтора, Zn от их содержания в почве, которые аппроксимируются математическими функциями и дают более информативные и точные количественные характеристики соответственно о механизме и интенсивности поглощения веществ растениями.
Определены значения коэффициентов (Кб) Б(а)ГТ, фтора и Zn с.-х. культурами в зависимости от пробоподготовки, вида и органа растений, природы вещества и его концентрации в почве.
Практическая значимость работы состоит в определении гигиенического состояния почв и растений на территории Южного Прибайкалья и использовании этих результатов в Администрации Шелеховского муниципального образования для разработки природоохранных мероприятий (письмо от 23.11.2001 г.), в комитете по охране окружающей среды Иркутской области при составле нии «Государственного доклада о состоянии и об охране окружающей среды Иркутской области в 2002 году» (С. 270-271), в Федеральном государственном учреждении «Центр агрохимической службы «Иркутский» (договор от 20 мая 2003 г.). Полученные результаты могут быть использованы другими природоохранными и санитарно-эпидемиологическими службами для выбора условий контроля загрязненных почв и выращиваемых на ней с.-х. культур. В работе даны рекомендации по оптимальному выращиванию растений и обработки почв, характеризующихся повышенным загрязнением вблизи выбросов ПАУ от источников специфических предприятий.
Работа выполнена при финансовой, поддержке ФЦП Интеграция №С0096+С0012 (2000-2001 гг.) «Распределение и биоиндикация приоритетных полициклических ароматических углеводородов и тяжелых металлов в почвенном покрове агроэкосистем Прибайкалья», а также поддержана грантами Министерства образования РФ №Е001-120-94 (2001-2002гг.) «Развитие теоретических основ РФА с целью создания метрологического обеспечения для контроля загрязнения окружающей среды», междисциплинарного интеграционного проекта № 102 СО РАН (2003-2004гг.) «Комплексное определение стрессовой нагрузки на растительные и грибные организмы в лесной экосистеме под воздействием атмосферных техногенных поллютантов», хоздоговорным контрактом НИИ биологии при Иркутском государственном университете с Федеральным государственным учреждением «Центр агрохимической службы «Иркутский» «Анализ гуматов на содержание бенз(а)пирена» (2003 г.).
На защиту выносятся.
1. Уровни изменения кислотности и органического вещества в почвах агроэкосистем, а также накопления в них Б(а)П, фтора , ТМ (Fe, Ті, Мп, V, Zn, Pb, As, Ni) определяются спецификой источников загрязнения и использования почв.
2. Одним из важнейших механизмов перераспределения химических канцерогенов в системе почва-растение является предельный («барьерный») тип поглощения вещества растением из загрязненных почв.
3. Интенсивность поглощения растением вещества (Ср) при разных его концентрациях в почве (Сп) оценивается функциональными зависимостями Cp=f(Cn) и стандартизированными значениями коэффициентов биологического поглощения.
Апробация работы. Результаты исследований докладывались на Региональных, Всероссийских и Международных конференциях: Международном симпозиуме «Функции почв в биосферно-геосферных системах» (г. Москва, 2001); Межрегиональной научно-практической конференции «Почва как связующее звено функционирования природных и антропогенно-преобразованных экосистем» (г. Иркутск, 2001); VII Всероссийской школе-семинаре «Люминесценция и сопутствующие явления» (г. Иркутск, 2001); VIII Международной конференции по фундаментальным наукам «Ломоносов-2001» (г. Москва, 2002); VI Всероссийской конференции Докучаевские молодежные чтения «Город. Почва. Экология.» (г. Санкт-Петербург, 2003); VIII-IX Всероссийской научно-практической конференции «Современные угрозы человечеству и обеспечение безопасности жизнедеятельности» (г. Иркутск, 2003; 2004); V Всероссийской конференции «Экоаналитика-2003» (г. Санкт-Петербург, 2003); Научно-практической конференции «Качество и безопасность продуктов питания» (Иркутск, 2004); IX Международной школе-семинаре «Люминесценция и лазерная физика» (г. Иркутск, 2004).
Структура и объем работы. Диссертация изложена на 160 страницах компьютерного текста, состоит из введения, 5 глав, основных выводов, содержит 11 рисунков и 29 таблиц. Список литературы включает 158 наименований.
Автор выражает благодарность за анализ образцов почв и растений на содержание ТМ к.х.н. О.М. Карпуковой, к.х.н. Е.Н. Коржовой и сотрудникам лаборатории рентгенофлуоресцентного анализа, а также профессору, д.т.н. А.Н. Смагуновой за консультации в практических и теоретических вопросах, д.б.н. Л.В. Помазкиной и ее сотрудникам за часть предоставленных образцов почв, к.ф.-м.н. Э.Э. Пензиной за помощь в проведении аналитической работы.
Особую признательность выражаю организаторам и научным руководителям к.х.н. Л.И. Белых и профессору, д.б.н. В.А. Серышеву за оказанное внимание и помощь в ходе экспериментальных работ, советы и критические замечания при подготовке и написании диссертационной работы.
Методико-метрологическое обеспечение контроля содержания загрязняющих веществ
В настоящее время большое внимание уделяется созданию методического обеспечения определения ЗВ в объектах окружающей среды (Контроль..., 1998). Однако по сравнению с атмосферным воздухом, водой оно не достаточно полное для почв. Существующие методики их анализа немногочисленны, часто не оценены метрологически.
Основными методами определения ПАУ, в частности Б(а)П являются хро-матографические: высокоэффективная жидкостная хроматография (ВЭЖХ), газожидкостная (ГЖХ), хромато масс-спектрометрия (ХМС) и спектральные: спектрометрия, люминесценция (Киреева, 1999). На их основе создаются методики выполнения измерений с оцененными метрологическими характеристи ками. Методик анализа почв и растений на содержание Б(а)П и ПАУ единицы. Поэтому нами были использованы разработанные и аттестованные методики определения Б(а)П в почве и растительных материалах на основе метода низкотемпературной люминесценции (НТЛ) (МВИ..., 2000; МВИ..., 2000 а). Методики входят в область аккредитации «Межвузовская региональная лаборатория экологических исследований Иркутского государственного университета». Данный метод отличает высокая чувствительность.
Основными методами определения фтора в почвах являются - спектрофо-тометрический (колориметрический) и потенциометрический с использованием ионоселективного электрода. На их основе разрабатываются методики анализа почв и растений, которые находятся еще на стадии отработок разных этапов. Например, для извлечения водорастворимых форм фтора чаще всего используют соотношение почва : вода =1:5 (Волошин, 2003; Ермолов, 2003; Евдокимова, 2003; Литвинович, 2002 и др.). Хотя в ряде работ рекомендуются другие соотношения. По мнению (Окорков, 1994) количество водорастворимого фтора, извлеченного при соотношении 1:0,6, более соответствует содержанию элемента в почвенном растворе. В работе (Сараев, 1998) показано, что при соотношении 1:5 в водную вытяжку переходит 7 % водорастворимого фтора, а при соотношении 1:200 - его максимальное количество - 12 %. Данная вытяжка, по мнению автора, является оптимальной при изучении сильно загрязненных почв. Для определения фтора в почвах и растениях известны отраслевые методики (Руководство..., 1993; Методические..., 1995). В них приведены оценки воспроизводимости результатов анализа, но отсутствуют метрологические характеристики правильности, суммарной погрешности.
Основными методами определения ТМ являются атомная абсорбция (А-А-метод), эмиссионнный, полярографический, рентгенофлуоресцентный (РФА), радиометрический и активационный анализ (Алексеев, 1987). Наиболее используемыми из них на практике являются методы ААС, АЭС, РФА, на основе которых разработаны методики с необходимыми метрологическими характеристиками. (Контроль..., 1998).
Фундаментальному изучению ПАУ в почвах, минералах и горных породах фоновых и техногенно-трансформированных территорий европейской части России посвящен цикл работ А.Н. Геннадиева с соавторами (Геннадиев, 1996; Геннадиев, 2000; Геннадиев, 1992; Пиковский, 1993; Никифорова, 2002 и др.). В них установлено, что в «природных» (педогенные) средах преобладают фе-нантрены, хризены и другие углеводороды с ангулярным аннелированием бензольных колец (Геннадиев, 1996). Содержание и распределение этих ПАУ в почвах зависит от их биоактивности, интенсивности гумусонакопления и темпов минерализации органического вещества, возраста и других факторов. «Техногенные» ПАУ представлены преимущественно 4-7 ядерными орто- и пери-конденсированными структурами. Их количество в почвах, в первую очередь, отражает региональный и глобальный уровень загрязнения природной среды. В то же время вариабельность содержания ПАУ в почвах обусловлена их свойствами и процессами почвообразования - сорбционной способностью, типом гумуса, микробиологической активностью и т.п.
Сопоставление составов ПАУ в природных и городских почвах указывает на различный? характер их распределения по профилю (Геннадиев, 1992; Чернянский, 2001; Геннадиев, 1990; Johnes, 1989). В частности, многоядерные ПАУ, в том числе и Б(а)П, накапливаются в верхних аккумулятивных горизонтах. Это обусловлено их малой миграционной способностью и преимущественно аллохтонным происхождением в почвах. Малоядерные ароматические структуры имеют более равномерное распределение по почвенному профилю. Они более подвижны и могут образовываться непосредственно в почвенных горизонтах, например, в процессе низкотемпературной трансформации органического вещества, поступающего в почву при отмирании биоты (Геннадиев, 1990).
В урбоэкосистемах почвы являются одной из депонирующих сред ПАУ. Плотное размещение и многочисленность источников выделения их в атмосферу городов приводят к высоким уровням содержания этих соединений в ур баноземах (Johnes, 1989; Nikiforova, 1989). В работе (Геннадиев, 1996) выделено три типа ассоциаций ПАУ в почвах, указывающих на характер их техногенного загрязнения. Первый - преобладание 4-7 ядерных ПАУ в сравнительно высоких концентрациях. Такой тип накопления обнаруживается в почвах, когда ПАУ поступают в них с поверхностным стоком или из атмосферы вместе с продуктами пиролитической переработки органического сырья. Так, в районах с интенсивным печным отоплением содержание Б(а)П в почвах превышало его фоновые концентрации в 7,6-23 раза (Никифорова, 1993). Второй- с преобладанием 3 ядерных фенантрена и антрацена, а также 4-ядерного пирена. Высокое содержание этих ПАУ, при относительно низком содержании других, свидетельствует об интенсивном загрязнении почв различными продуктами переработки нефти и, возможно, органическими отходами других производств. Третиштип отличается относительно низким уровнем содержания всех идентифицируемых ПАУ, что свидетельствует о невысоком уровне загрязнения почв (Геннадиев, 1996). На содержания Б(а)П и других ПАУ в почвах, наряду с источниками загрязнения, оказывает влияние латеральное перераспределение углеводородов в связи с особенностями мезо- и микрорельефа. Ареалы наиболее загрязненных почв чаще приурочены к отрицательным формам поверхности.
Количественные показатели оценки химического загрязнения почвенно-растительного покрова
Химическое загрязнение почвы — изхменение химического состава почвы в результате антропогенной деятельности, способное вызвать ухудшение ее качества. (Вишнякова, 1998; Орлов, 1991). Материальными носителями загрязнения почв являются ЗВ (поллютанты), поступающие от источника загрязнения (Сает, 1990). Среди различных вредных веществ выделяют особо опасные для жизни человека, животных и растений (Мазур, 1996 а). В зависимости от степени токсичности, персистентности (времени полного разложения), миграции и влиянию на пищевую ценность с.-х. продукции вещества делят на три класса опасности (ГОСТ 17.4.1.02-83): 1 -высоко опасные, 2 -умеренно опасные, 3 -мало опасные. Оценка качества почвы проводится по нормативам, установленным в соответствии со следующими основными гигиеническими показателями (Протасов, 2000): - ПДК ЗВ в пахотном слое почвы (ПДКП), - временно или ориентировочно допустимая концентрация (ОДК)) вредного вещества в пахотном слое почвы (ВДКп), - ПДК вещества или допустимое остаточное количество (ДОК) в продуктах питания (Хоружая, 2002). ПДКП вещества устанавливается с учетом его фоновой концентрации, стойкости и токсичности на основе методов токсикологии и их показателей вредности: общесанитарный, транслокационный, миграционно-водный и миграцион-но-воздушный (Хоружая, 2002; Черников, 2000). Существующие в РФ санитарно-гигиенические нормы в виде ПДК и фоно- вого содержания для изучаемых нами ЗВ приведены в таблице 1.2. Система экологического нормирования загрязнения»почв4не считается достаточно полной и успешной.
В настоящее время проводится поиск других подходов, в частности интегральных характеристик, например, для агроэкосистем (Помазкина, 2004). Это связано с тем, что для многих загрязняющих веществ ПДК вообще отсутствуют или нуждаются в корректировке. Так, исследования (Ильин, 2000) показали, что ОДК для Zn и РЬ являются слишком жесткими и не учитывают полностью экологический потенциал системы почва-растение. Тоже характерно и для и подвижных форм металлов (Конарбаева, 2001). В то время концентрации ТМ, извлекаемые разными вытяжкахМи, настолько сильно различаются для глинистых и песчаных почв, что их нельзя объединить общей ПДК (Добровольский, 1999). Поэтому важным и необходимым сохраняется оценка степени загрязнения почв и растений различными ЗВ относительно их природной нормы - региональный и глобальный, геохимические и биогеохимические (фоновые) содержания. Значения, соответствующие удвоенному фоновому содержанию ЗВ согласно (Лгроэкологическая характеристика..., 2002) можно принять за минимальный экологически безопасный уровень. Основой оценки опасности загрязнения почв, используемых для выращивания с.-х. растений, является транслокационный показатель вредности. Это обусловлено тем, что: 1) с продуктами питания растительного происхождения в организм поступает в среднем 70 % вредных химических веществ; 2) уровень транслокации определяет уровень накопления токсикантов в продуктах питания, влияет на их качество. Количественная оценка (уровень загрязнения) химического загрязнения почв, как индикатора неблагоприятного воздействия на здоровье населения, проводится по показателям, разработанным при сопряженных геохимических и геогигиенических исследованиях объектов на примере почв и атмосферы окружающей среды городов. На основании научно-методических (Добровольский, 1999; Щетников, 1998; Измалков, 1998) и нормативных документов (НД) (Методические..., 1999; Критерии... 1992; ГОСТ 17.4.3.06-86) были систематизированы основные количественные показатели, применяемые для оценки степени (уровня) загрязнения почв и растений. Они сведены в таблице 1.3.
Сравнительная оценка пространственного распределения загрязняющих веществ
Значительные вариации содержания ЗВ в почвах разных типов обусловлены неравномерностью их распределения по пространству, величина которой определяется расположением и мощностью источников загрязнения. В связи с этим провели сравнительную оценку распределения Б(а)П, FBP и ТМ в поверхностных горизонтах почв разного назначения для четырех районов, подвергающихся разной степени техногенной нагрузки (см. табл. 3.8-3.10).
Бенз(а)пирен имеет минимальные содержания порядка 0,4... 1,6 мкг/кг в разных типах почв с.-х. угодий Иркутского, Ангарского и Усольского районов и выше - 5,3 мкг/кг - в Шелеховском (см. табл. 3.8). Для почв этого района получены самые высокие максимальные и среднеарифметические содержания Б(а)П, значения которых отличаются от таковых других районов более чем в 10 раз. Сопоставление средних результатов определения Б(а)П в разных районах с помощью t-критерия Стьюдента (t=3,06 t (0,05; 45)= 2,02) подтвердило статистически значимое превышение содержания канцерогена в почвах Шелеховско-го района по сравнению с другими. Концентрации Б(а)П в почвах Шелеховско-го района превышали региональный (СфР=1,8 мкг/кг), общепринятый (Сф=1...5 мкг/кг) фоны и для большинства проб - ПДК. Примерно в равной пропорции почвы имели умеренную (1...1,5 ПДК), значительную (1,5...5 ПДК) и большую ( 5 ПДК) степени загрязнения (Ровинский, 1988).
Средние содержания Б(а)П в почвах с.-х. угодий других районов практически не различались между собой (6,3...7,3 мкг/кг), превышали региональный и общепринятый фоны и соответствовали слабому уровню загрязнения. Различия в содержаниях Б(а)П между Иркутским, Ангарским и Усольским районами незначимы (t=0,41 t (0,05; 65) = 2,0). При учете содержания Б(а)П в почвах проб разрезов 45, 79 Ангарского района (см. рис.2.1), расположенных вблизи желез нодорожного полотна, среднее содержание Б(а)П возрастало до 32 мкг/кг, что сохраняло оценку умеренной степени загрязнения в целом. Максимальные содержания Б(а)П существенно превышали фоновые уровни и в отдельных случаях ПДК.
На примере распределения Б(а)П в почвах с.-х. угодий Шелеховского района, отобранных в один период, равномерно расположенных от источников загрязнения на разном расстоянии от них, прослеживалась зависимость уровня концентрации Б(а)П не так от близости места отбора пробы к источнику (алюминиевый завод), как от обработки почвы: лесная (целинная) залежь пастбище пашня (см.табл.3.8, вариант а). Так, содержание Б(а)П в пахотном слое почв разреза 59, расположенного в 1,5 км от промышленной зоны, составляет 87 ± 28 мкг/кг, тогда как для пастбища п.о.12, удаленного от источников выбросов на 4 км, достигает 306 ± 80 мкг/кг. Наблюдается статистически значимое (а=0,05) расхождение средних концентраций Б(а)П в почвах пашни и пастбищ. Отмеченные закономерности прослеживались и для лесных и болотных почв других исследуемых районов, в которых содержание Б(а)П превышало среднеарифметические значения для почв с.-х. угодий (см. табл.3.8). Кроме того нами обработаны данные по определению Б(а)П в пахотных почвах, отобранных в 1995 г (см. табл. 3.8, вариант б) с одного поля, расположенного вблизи завода. Среднее значение отличалось от наших данных в два раза, а между концентрациями Б(а)П в почвах пашни и пастбищ наблюдались статистически незначимые различия. Анализ содержания Б(а)П в пахотных почвах, расположенных вблизи источника в направлении преобладающих ветров (см. табл. 3.8, вариант в), отобранных в 2002 г, в разные сезоны года (весна, осень) выявил их более высокий уровень загрязнения, который был статистически значим (t=2,15 при t(0,05; 66)=2,00; при t(0,05; 17)=2,11). Между пахотными и непахотными почвами также не найдено статистически значимых различий, однако оно сохранялось для лесных почв. При обработке всех данных за все периоды получено среднее, которое имело статистическое различие с лесными почвами (t=2,64 при t(0,05; 86)=1,99). Для других районов, хотя и прослеживалась тенденция увеличения содержания Б(а)П в почвах пастбищ по сравнению с пахотными, однако статистически достоверных расхождений не выявлено, что может быть обусловлено малым уровнем загрязнения и выборкой проб.
Способность Б(а)П накапливаться в непахотных почвах хорошо подтверждают результаты определения его в лесных зонах. Так, содержание Б(а)П в почве разреза 61 составило 247 ± 64 мкг/кг, несмотря на 8 км удаленность от промышленной зоны г. Шелехова по сравнению с пашней (разрез 59) , расположенной в 4 км зоне от источника загрязнения.
Наблюдаемая закономерность наибольшего накопления Б(а)П в непахотных лесных почвах может быть использована для определения зоны воздействия источника загрязнения. Для этого нами был проведен анализ содержаний канцерогена в лесных почвах, расположенных на разном расстоянии от источника по направлению преобладающих юго-восточных ветров в сторону оз. Байкала. Обнаружено, что наибольшие накопления Б(а)П происходят в почвах на расстоянии 0,5-8 км от завода. Здесь превышения фоновых концентраций составляют 25-137 раз (см. рис. 3.1). В зоне воздействия выбросов на расстоянии 20-30 км содержание Б(а)П резко снижалось в сотни раз. Тем не менее, оно было выше фоновых до 4 раз. Таким образом, источники алюминиевого производства создают опасные экологические ситуации по загрязнению Б(а)П в радиусе до 8-Ю км в направлении преобладающих ветров, где его содержания в почвах достигают 20 ПДК. В 20- 30 км от завода его концентрации значительно снижаются, но остаются выше фоновых, создавая тем самым зону умеренного загрязнения. В работе (Сает, 1990), где определялись уровни загрязнения городских почв ТМ в районах с металлургическими предприятиями, максимальный уровень загрязнения почв наблюдали в радиусе 4-7 км, что хорошо согласуется с нашими результатами по возможной зоне загрязнения от организованных источников.
Зависимости между содержанием веществ в системе почва-растение
Анализ результатов собственных и опубликованных исследований показал, что характер зависимости накопления в растениях Б(а)П от его содержания в почве не всегда является линейным (Велдре, 1979; Ровинский, 1988). Примеры, приведенные на рис.4.1, свидетельствуют о разнообразных типах зависимостей между распределением канцерогена в системе почва-растение.
В случае надземных культур травосмеси, произрастающей на почвах разного назначения вблизи воздействия алюминиевого завода (0,5-2 км), наблюдали противоположные зависимости (рис.4.1, а, б). Если на сильно загрязненных непахотных почвах содержание Б(а)П в не отмытых от твердых частиц растениях пропорционально возрастало со степенью загрязнения почвы, то на менее загрязненных пахотных почвах концентрационные кривые имели зоны насыщения как для не отмытых, так и отмытых от внешнего загрязнения трав.
Для зерновых культур также наблюдали разные типы зависимостей. В диапазоне небольшой степени загрязнения почв (до З ПДК) зависимости между концентрациями Б(а)П в не отмытом зерне ячменя, овса и почве не имели зоны насыщения в отличие от таковой у зерна пшеницы (рис.4.1, в). Отмеченная закономерность хорошо согласуется с другими исследованиями, в которых содержания Б(а)П в зерне пшеницы, выращенной в с.-х. или слабо загрязненных районах, практически не выходили за пределы диапазона 0,07...0,8 мкг/кг, не зависели от сорта пшеницы (Ильницкий, 1979; Шкодич, 1979) и редко превышали установленную ПДК канцерогена для зерновых культур (см. табл.4.1).
В очищенных клубнях картофеля (рис.4.1, г) прослеживается тенденция предельного накопления Б(а)П. Подобное обнаруживается в клубнях картофеля и корнеплодах свеклы, в капусте по результатам их анализа (Киреева, 1979) для диапазона содержания Б(а)П в почве, близкого к нашим данным (рис.4.1, д). При более высоких концентрациях канцерогена в почвах зависимости имели линейный характер (рис. 4.1, е).
Наблюдаемый разброс результатов содержания Б(а)П в растениях для большого числа данных превышает погрешности определения вещества и может быть связан с влиянием других не учтенных факторов. Это могут быть тип, влажность и рН почв, влияние сопутствующих компонентов и другие условия произрастания растений. Подобный характер разброса результатов, названный «концентрационным полем точек», наблюдали для химических элементов, поглощаемых разными древесными и кустарниковыми растениями (Ковалевский, 1991). Из рассмотренных примеров зависимостей следует, что, в целом, с увеличением загрязнения почвы Б(а)П возрастает его концентрация в растительных тканях. При этом разнообразный характер концентрационных кривых можно свести к двум типам. Первый - прямо пропорциональный - проявляется в диапазоне малых или очень больших содержаний Б(а)П в почве. Он выражается линейной функцией вида Ср=а-Сп + Ь. Статистически значимые примеры таких зависимостей приведены в табл. 4.1, 4.2. Второй -насыщающийся или пре дельный - характеризуется наличием зоны замедления интенсивности накопления Б(а)П в растениях с последующим появлением порога или предела поглощения. Он имеет вид параболических кривых, близких к адсорбционным зависимостям, которые формально описывались изотермами адсорбции по уравнениям (5) и (6) соответственно (см. глава 2). В наших исследованиях особенностью адсорбционных зависимостей, выражающихся уравнением (5), явилась разная направленность парабол - вогнутая со значениями константы m 1 (травосмесь на непахотной почве, зерно ячменя и овса, рис. 4.1 а, в) и выпуклая - со значениями m 1 (травосмесь на пахотной почве, картофель, капуста и свекла, рис. 4.1 б, г, д). Для них обозначили константы, соответственно, КР и Кр (см. табл.4.1,4.2).
Концентрационные кривые накопления Б(а)П культурами капусты, картофеля и свеклы, построенные на основе данных (Киреева, 1979), имели разный характер и описывались несколькими математическими функциями в зависимости от диапазона концентрации вещества в почве. Так, в диапазоне малых концентраций Б(а)П (0,2...58 мкг/кг) для картофеля более точная была линейная зависимость, а для капусты и свеклы - адсорбционная по уравнению (6). В диапазоне концентраций Б(а)П в почве от 0,2 до 350 мкг/кг данные для картофеля удовлетворительно описывались уравнением (6). Однако в диапазоне концентраций Б(а)П в почве от 60 до 350 мкг/кг наблюдалась зона, где содержания Б(а)П во всех трех культурах не изменялись и, даже напротив, проявлялась тенденция их снижения по типу обратно пропорциональной зависимости, более точно выраженная для свеклы (рис.4.1, д). В случае картофеля и капусты наблюдался значительный разброс результатов, хотя по средним значениям содержания Б(а)П в растениях также прослеживалась тенденция обратно пропорциональной зависимости. Такой характер концентрационных кривых Л.Л. Ковалевский (1991) объяснял наличием у растений «специфических физиолого-биохимических механизмов, ограничивающих поступление в растения избыточных количеств элементов». Им сделан вывод о «механизме барьерного поглощения», который существует для большинства химических элементов. Таких исследований относительно ПАУ, включая Б(а)П, нам не известно. Наблюдаемое барьерное накопление Б(а)П в растениях может быть обусловлено окислительным превращением соединения, который был установлен в условиях модельных экспериментов на растительных окислительных ферментных системах (Дуршимидзе, 1979; Kirso, 1987).
Таким образом, по характеру эмпирических концентрационных кривых распределения канцерогена в объектах системы почва-растение можно судить о механизме, например, «барьерного» или «безбарьерного» поглощения соединения. Математическое описание полученных зависимостей позволяет получить количественные показатели, характеризующие процесс накопления Б(а)П от уровня его содержания в почве.
Сравнительная оценка констант Кр, Кр иСл проведена для каждой в отдельности. Сопоставление констант Кр (ш 1) показало, что уменьшение накопления Б(а)П происходит в следующем ряду растений: травосмесь на непахотной почве зерно ячменя овса. Для констант Кр (т 1), ЭТОТ ряд имеет вид: травосмесь «нм» на пахотной почве та же «м» картофель. По данным (Ки-реева, 1979) значения показателя Кр выше были для капусты по сравнению со свеклой, для которых расчеты сделаны на сырую массу растений. Отсутствие «барьерного» накопления Б(а)П в растениях первого ряда, по сравнению со вторым, может быть обусловлено внешним загрязнением растительной поверхности травосмеси не отмытой от твердых частиц на непахотных почвах (рис.4.1, а). В случае ячменя и овса, возможно, предел накопления Б(а)П не достигнут не только из-за анализа не отмытых зерен, но и вследствие малого диапазона содержания Б(а)П в почве (рис.4.1, в).
Похожие диссертации на Закономерности распределения бенз(а)пирена и сопутствующих веществ в почвах и растениях агроэкосистем (На примере Южного Прибайкалья)
