Оценка накопления тяжелых металлов прибрежно-водной растительностью некоторых озер города Гомеля

Работа из раздела: «Экология и охрана природы»

Министерство образования Республики Беларусь

Учреждение образования

«Гомельский государственный университет имени Франциска Скорины»

Биологический факультет

Кафедра ботаники и физиологии растений

Оценка накопления тяжелых металлов прибрежно-водной растительностью некоторых озер города Гомеля

Дипломная работа

Исполнитель

студентка группы Би-51 _____________________ А.В. Толкачева

Научный руководитель

к.б.н., доцент ______________________ Н.М. Дайнеко

Рецензент

ст. преп. _______________________ Д.В. Потапов

Гомель 2015

Реферат

Дипломная работа 58 страниц, 26 рисунков, 7 таблиц, 53 источника

Ключевые слова: тяжелые металлы, прибрежно-водная растительность, коэффициент накопления

Объект исследования: прибрежно-водная растительность озера Сельмашевское, озера в северной части г. Гомеля вблизи предприятия «Гидропривод», а также озер в левобережной центральной части поймы р. Припять ниже г. Мозыря.

Цель работы: изучение видового разнообразия, экологического спектра флоры и содержания тяжелых металлов в пробах воды, почвогрунта, почвы и прибрежно-водных растениях исследуемых озер г. Гомеля и Мозырского района.

Методы исследования: Изучение прибрежно-водной растительности осуществлялось маршрутным методом при обходе водоемов с берега. Видовой состав изучался в полевых условиях. Распределение растительности по экологическим группам осуществлялось по классификации Гигевича. Содержание тяжелых металлов в некоторых видах прибрежно-водных растений изучались лабораторным методом в РНИУП «Институт радиологии» МЧС РБ. Полученные результаты были статистически обработаны с помощью MS Excel 2003.

Результаты исследований: Видовой состав прибрежно-водной растительности озера Сельмашевское и озера в северной части г. Гомеля вблизи предприятия «Гидропривод» представлен 22 видами из 12 семейств и 20 родов. Основу прибрежно-водной флоры исследуемых водоемов составляют гидрофиты. Наибольшее накопление тяжелых металлов отмечено у плейстогидрофитов неукореняющихся, эугидрофитов с воздушными генеративными органами, укореняющихся и эугидрофитов, полностью погруженных, неукореняющихся, взвешенных в толще воды.

Растительность озер, расположенных на территории Мозырского района была представлена 17 видами высших водных растений из 16 родов и 12 семейств. Наибольшее количество исследуемых видов относится к гидрофитам. При изучении накопления тяжелых металлов растениями разных экологических групп, произрастающих на территории Мозырского района, было установлено, что более высокое содержание металлов отмечено у эугидрофитов, полностью погруженных, неукореняющихся, взвешенных в толще воды, плейстогидрофитов неукореняющихся и эугигрофитов среднерослых.

Сравнительный анализ содержания тяжелых металлов в растениях, произрастающих в разных объектах, показал, что у одного и того же вида наблюдаются значительные различия в накоплении тяжелых металлов. Это в большей степени характерно для кобальта, свинца, кадмия, никеля и хрома.

Содержание

Введение

1. Обзор литературы

1.1 Биологическое значение тяжелых металлов и микроэлементов для растений

1.2 Накопление тяжелых металлов в водной среде и в почве

1.2.1 Тяжелые металлы в водной среде

1.2.2 Тяжелые металлы в почвах

1.2.3 Тяжелые металлы в прибрежно-водной растительности

2. Объект, программа и методика исследований

3. Результаты исследований и их обсуждение

3.1 Изучение видового состава прибрежно-водной растительности исследуемых озер города Гомеля

3.2 Изучение видового состава прибрежно-водной растительности исследуемых озер Мозырского района

3.3 Экологический состав

3.4 Анализ результатов проб воды, почвогрунта и почвы изучаемых объектов прибрежно-водной растительности г. Гомеля

3.5 Анализ результатов проб воды, почвогрунта и почвы изучаемых объектов прибрежно-водной растительности Мозырского района

3.6 Анализ содержания тяжелых металлов в растительных образцах собранных видов растений исследуемых озер г. Гомеля

3.7 Анализ содержания тяжелых металлов в растительных образцах собранных видов растений исследуемых озер Мозырского района

3.8 Сравнительный анализ содержания тяжелых металлов в растительных образцах собранных видов растений исследуемых озер г. Гомеля и Мозырского района

Заключение

Список использованных источников

Введение

К тяжелым металлам относят те, у которых плотность превышает 5 г/см3. Часть из них является необходимыми для жизни растений микроэлементами, другие, хотя присутствуют в растениях в небольших количествах, явной роли в метаболизме не играют.

Роль тяжелых металлов в жизни растений весьма разнообразна. В ряду тяжелых металлов одни крайне необходимы для жизнеобеспечения растений и относятся к так называемым биогенным элементам. Другие вызывают противоположный эффект и, попадая в живой организм, приводят к его отравлению или гибели. Эти металлы относят к классу ксенобиотиков, то есть чуждых живому.

Количественное содержание биоэлементов, входящих в состав организмов, сильно варьирует в зависимости от среды обитания, способа питания и видовой принадлежности.

Многие тяжелые металлы, такие как железо, медь, цинк, молибден, участвуют в биологических процессах и в определенных количествах являются необходимыми для функционирования растений микроэлементами. С другой стороны, тяжёлые металлы и их соединения могут оказывать вредное воздействие на организм человека, способны накапливаться в тканях, вызывая ряд заболеваний. Не имеющие полезной роли в биологических процессах металлы, такие как свинец и ртуть, определяются как токсичные металлы. Некоторые элементы, такие как кадмий, обычно имеющие токсичное влияние на живые организмы, могут быть полезны для некоторых видов.

Микроэлементы играют весьма важную роль в жизни растений: они входят в состав ферментов, участвующих в различных метаболических процессах, повышают устойчивость растений к болезням и неблагоприятным условиям внешней среды. Помимо общего благоприятного влияния на процессы роста и развития, установлено специфическое воздействие ряда микроэлементов на важнейшие физиологические процессы - например, фотосинтез у растений.

Целью работы является изучение видового разнообразия, экологического спектра флоры и содержания тяжелых металлов в пробах воды, почвогрунта, почвы и прибрежно-водных растениях исследуемых озер г. Гомеля и Мозырского района.

1. Обзор литературы

1.1 Биологическое значение тяжелых металлов и микроэлементов для растений

Тяжелые металлы - это группа химических элементов с относительной атомной массой более 40. С одной стороны, концентрация металла может быть избыточной и даже токсичной, тогда этот металл называют «тяжелым», с другой стороны, при нормальной концентрации или дефиците его относят к микроэлементам [1].

В последние годы все сильнее подтверждается важная биологическая роль большинства металлов. Многочисленными исследованиями установлено, что влияние металлов весьма разнообразно и зависит от содержания в окружающей среде и степени нуждаемости в них микроорганизмов, растений, животных и человека.

Свинец. Биологическая роль свинца изучена весьма слабо. В небольших количествах он необходим растениям. Дефицит свинца в растениях возможен при его содержании в надземной части от 2 до 6 мкг/кг сухого вещества.

Повышенный интерес к свинцу вызван его приоритетным положением в ряду основных загрязнителей окружающей природной среды. Металл токсичен для микроорганизмов, растений, животных и людей.

Избыток свинца в растениях, связанный с высокой его концентрацией в почве, ингибирует дыхание и подавляет процесс фотосинтеза, иногда приводит к увеличению содержания кадмия и снижению поступления цинка, кальция, фосфора, серы. Вследствие этого снижается урожайность растений и резко ухудшается качество производимой продукции. Внешние симптомы негативного действия свинца - появление темно-зеленых листьев, скручивание старых листьев, чахлая листва. Устойчивость растений к его избытку неодинаковая: менее устойчивы злаки, более устойчивы бобовые. Поэтому симптомы токсичности у различных культур могут возникнуть при разном валовом содержании свинца в почве - от 100 до 500 мг/кг. Концентрация металла выше 10 мг/кг сухого вещества является токсичной для большинства культурных растений [2].

Кадмий хорошо известен, как токсичный элемент. Для высших растений значение кадмия достоверно не установлено.

Основные проблемы, связанные у человечества с этим элементом, обусловлены техногенным загрязнением окружающей среды и его токсичностью для живых организмов уже при низких концентрациях [3].

Токсичность кадмия для растений проявляется в нарушении активности ферментов, торможении фотосинтеза, нарушении транспирации, а также ингибировании восстановления NО2 до NО. Кроме того, в метаболизме растений он является антагонистом ряда элементов питания (Zn, Cu, Mn, Ni, Se, Ca, Mg, P). При токсичном воздействии металла у растений наблюдаются задержка роста, повреждение корневой системы и хлороз листьев. Кадмий достаточно легко поступает из почвы и атмосферы в растения. По фитотоксичности и способности накапливаться в растениях в ряду ТМ он занимает первое место (Cd > Cu > Zn > Pb) [4].

Цинк. Особый интерес к цинку связан с открытием его роли в нуклеиновом обмене, процессах транскрипции, стабилизации нуклеиновых кислот, белков и особенно компонентов биологических мембран. Уникальность цинка заключается в том, что ни один элемент не входит в состав такого количества ферментов и не выполняет таких разнообразных физиологических функций [5]. Повышенные концентрации цинка оказывают токсическое влияние на живые организмы. Избыток цинка в растениях возникает в зонах промышленного загрязнения почв, а также при неправильном применении цинксодержащих удобрений. Большинство видов растений обладают высокой толерантностью к его избытку в почвах. Однако при очень высоком содержании этого металла в почвах обычным симптомом цинкового токсикоза является хлороз молодых листьев. При избыточном его поступлении в растения снижается усвоение меди и железа, и проявляются симптомы их недостаточности [6]. В целом же наибольшую проблему для растений в большинстве случаев представляет дефицит цинка, нежели его токсичные количества.

Медь - является одним из важнейших незаменимых элементов, необходимых для живых организмов. В растениях она активно участвует в процессах фотосинтеза, дыхания, восстановления и фиксации азота [7]. Данные по токсичности элемента для растений немногочисленны. В настоящее время основной проблемой считается недостаток меди в почвах или ее дисбаланс с кобальтом.

Основные признаки дефицита меди для растений - замедление, а затем и прекращение формирования репродуктивных органов, появление щуплого зерна, пустозернистых колосьев, снижение устойчивости к неблагоприятным факторам внешней среды.

Никель. До настоящего времени в литературе не встречаются данные о дефиците никеля для растений, однако в ряде экспериментов установлено положительное влияние внесения никеля в почвы на урожайность сельскохозяйственных культур, которое, возможно, связано с тем, что он стимулирует микробиологические процессы нитрификации и минерализации соединений азота в почвах. Токсичность никеля для растений проявляется в подавлении процессов фотосинтеза и транспирации, появлении признаков хлороза листьев.

Хром. Растительные организмы положительно реагируют на внесение хрома при низком содержании в почве доступной формы, однако вопрос о незаменимости элемента для растительных организмов продолжает изучаться. Токсичное действие металла зависит от валентности: шестивалентный катион гораздо токсичнее трехвалентного. Симптомы токсичности хрома внешне проявляются в снижении темпов роста и развития растений, увядании надземной части, повреждении корневой системы и хлорозе молодых листьев. Избыток металла в растениях приводит к резкому снижению концентраций многих физиологически важных элементов, в первую очередь К, Р, Fe, Mn, Cu, B [3].

1.2 Накопление тяжелых металлов в водной среде и в почве

1.2.1 Тяжелые металлы в водной среде

В природных водах растворены почти все известные химические элементы в виде простых и сложных ионов, комплексных соединений, растворенных или газообразных молекул, стабильных и радиоактивных изотопов.

Ионы металлов являются непременными компонентами природных водоемов. В зависимости от условий среды они существуют в разных степенях окисления и входят в состав разнообразных неорганических и металлорганических соединений, которые могут быть истинно растворенными, коллоидно-дисперсными или входить в состав минеральных и органических взвесей [8].

Растворенные формы металлов весьма разнообразны, что связано с процессами гидролиза, гидролитической полимеризации (образованием полиядерных гидроксокомплексов) и комплексообразования с различными лигандами. Соответственно, как каталитические свойства металлов, так и доступность для водных микроорганизмов зависят от форм существования их в водной экосистеме. Многие металлы образуют довольно прочные комплексы с органикой; эти комплексы являются одной из важнейших форм миграции элементов в природных водах. Комплексы, образуемые почвенными кислотами с солями железа, алюминия, титана, урана, ванадия, меди, молибдена и других металлов, относительно хорошо растворимы в условиях нейтральной, слабокислой и слабощелочной сред. Поэтому металлорганические комплексы способны мигрировать в природных водах на весьма значительные расстояния. Особенно важно это для маломинерализованных и в первую очередь поверхностных вод, в которых образование других комплексов невозможно [9].

Ниже представлена характеристика химических свойств тяжелых металлов и их содержание в природных водах.

Медь (Сu). В водной среде медь может существовать в трех основных формах: взвешенной, коллоидной и растворенной.

В природных водах наиболее часто встречаются соединения Cu(II).

Основным источником поступления меди в природные воды являются сточные воды предприятий химической, металлургической промышленности, шахтные воды, альдегидные реагенты, используемые для уничтожения водорослей. Медь может появляться в результате коррозии медных трубопроводов и других сооружений, используемых в системах водоснабжения.

Цинк (Zn). По содержанию в поверхностных водах среди микроэлементов цинк занимает второе место после марганца. В речных водах его концентрация колеблется в широких пределах - от нескольких микрограммов до десятков и реже сотен мкг/л. В загрязненных тяжелыми металлами водах концентрация цинка может достигать сотни мкг/л.

Ртуть (Hg). Ртуть в природных водах может присутствовать в трех состояниях - элементарном (Hg0), одновалентном (Hg+1) и двухвалентном (Hg+2). Формы нахождения этого металла в воде и их распределение зависят от рН среды. В природных водах ртуть интенсивно связывается с твердыми взвешенными частицами. Ртуть поступает в водные системы из антропогенных источников загрязнения преимущественно в виде элементарной ртути.

Ртуть является одним из наиболее опасных загрязнителей природных вод.

Свинец (Рb). Особенности нахождения и миграции свинца в природных водах обусловливаются осаждением и комплексообразованием с органическими и неорганическими лигандами. Интенсивность этих процессов зависит от рН и Eh среды, наличия лигандообразователей и ряда других факторов.

Никель (Ni). Поведение никеля (II) в природных водах изучено крайне недостаточно. Подвижность этого элемента, как и многих других металлов в значительной степени зависит от количества органического вещества в воде, его характера, а также от рН и Eh среды. Никель (II) образует многочисленные комплексные соединения.

Никель не является важным или широко распространенным загрязняющим агентом в донных отложениях водных систем.

Хром (Сr). Основные поставщики хромсодержащих выбросов (в порядке уменьшения масштабов) - это производство и переработка феррохрома, изготовление огнеупоров, сжигание угля и производство хромовых сталей. Однако главный источник поступления антропогенного хрома - обработка металлов. Неконтролируемые выбросы представляют большую опасность загрязнения поверхностных вод относительно токсичной формой [10].

Надежно установлено увеличение уровня содержания хрома в донных осадках за счет антропогенных источников.

Железо (Fe). Главными источниками соединений железа в поверхностных водах являются процессы химического выветривания горных пород, сопровождающиеся их механическим разрушением и растворением. В процессе взаимодействия с содержащимися в природных водах минеральными и органическими веществами образуется сложный комплекс соединений железа, находящихся в воде в растворенном, коллоидном и взвешенном состояниях. Значительные количества железа поступают с подземным стоком и со сточными водами предприятий металлургической, металлообрабатывающей, текстильной, лакокрасочной промышленности и с сельскохозяйственными стоками.

Фазовые равновесия зависят от химического состава вод, рН, Eh и в некоторой степени от температуры.

Марганец (Mn). В поверхностные воды марганец поступает в результате выщелачивания железомарганцевых руд и других минералов, содержащих марганец. Соединения марганца выносятся в водоемы со сточными водами марганцевых обогатительных фабрик, металлургических заводов, предприятий химической промышленности и с шахтными водами.

Главная форма миграции соединений марганца в поверхностных водах - взвеси, состав которых определяется в свою очередь составом пород, дренируемых водами, а также коллоидные гидроксиды тяжелых металлов и сорбированные соединения марганца. Концентрация марганца в поверхностных водах подвержена сезонным колебаниям.

Факторами, определяющими изменения концентраций марганца, являются соотношение между поверхностным и подземным стоком, интенсивность потребления его при фотосинтезе, разложение фитопланктона, микроорганизмов и высшей водной растительности, а также процессы осаждения его на дно водных объектов.

Кобальт (Co). В природные воды соединения кобальта попадают в результате процессов выщелачивания их из медноколчедановых и других руд, из почв при разложении организмов и растений, а также со сточными водами металлургических, металлообрабатывающих и химических заводов. Некоторые количества кобальта поступают из почв в результате разложения растительных и животных организмов.

Соединения кобальта в природных водах находятся в растворенном и взвешенном состоянии, количественное соотношение между которыми определяется химическим составом воды, температурой и значениями рН. Растворенные формы представлены в основном комплексными соединениями, в том числе с органическими веществами природных вод [11].

Кадмий (Cd). В природные воды поступает при выщелачивании почв, полиметаллических и медных руд, в результате разложения водных организмов, способных его накапливать. Соединения кадмия выносятся в поверхностные воды со сточными водами свинцово-цинковых заводов, рудообогатительных фабрик, ряда химических предприятий (производство серной кислоты), гальванического производства, а также с шахтными водами [12].

Растворенные формы кадмия в природных водах представляют собой главным образом минеральные и органо-минеральные комплексы. Основной взвешенной формой кадмия являются его сорбированные соединения.

Соединения кадмия играют важную роль в процессе жизни растений. В повышенных концентрациях токсичен, особенно в сочетании с другими токсичными веществами [13].

Таким образом ионы металлов являются непременными компонентами природных водоемов [14]. Некоторые металлы являются микроэлементами, которые необходимы всем живым организмам. В качестве примера можно привести: медь, цинк, железо, кобальт и марганец. Когда содержание этих металлов становится слишком высоким, из полезных микроэлементов они превращаются в опасные загрязнители [15], активно взаимодействуют с населяющей их биотой, оказывая отрицательное влияние на ее жизнедеятельность, заметно ухудшают пригодность воды для использования в различных народнохозяйственных целях [16]. В зависимости от условий среды они существуют в разных степенях окисления и входят в состав разнообразных неорганических и металлорганических соединений, которые могут быть истинно растворенными, коллоидно-дисперсными или входить в состав минеральных и органических взвесей.

1.2.2 Тяжелые металлы в почвах

Почва является важнейшим объектом окружающей среды. В отличие от других объектов окружающей среды (воздух, вода), где протекают процессы самоочищения, почва обладает этим свойствам в незначительной мере. Более того для некоторых веществ, в частности для тяжелых металлов почва является едким акцептором.

Тяжелые металлы прочно сорбируются и взаимодействуют с почвенным гумусом, образуя труднорастворимые соединения. Таким образом, идет их накопление в почве. Наряду с этим в почве под воздействием различных факторов происходит постоянная миграция попадающих в нее веществ и перенос их на большие расстояния. Тяжелые металлы, попадающие в почву с выбросами предприятий, прочно связываются уже в верхнем слое [17]. С увеличением поступления в почву тяжелых металлов, соответственно повышается уровень поглощения тяжелых металлов растениями [18].

Содержание ТМ в почвах зависит, как установлено многими исследователями, от состава исходных горных пород, значительное разнообразие которых связано со сложной геологической историей развития территорий [19].

В последние десятилетия в процессы миграции ТМ в природной среде интенсивно включилась антропогенная деятельность человечества. Количества химических элементов, поступающие в окружающую среду в результате техногенеза, в ряде случаев значительно превосходят уровень их естественного поступления. Включаясь в природные циклы миграции, антропогенные потоки приводят к быстрому распространению загрязняющих веществ в природных компонентах городского ландшафта, где неизбежно их взаимодействие с человеком.

Основными источниками антропогенного поступления ТМ в окружающую среду являются тепловые электростанции, металлургические предприятия, транспорт, химические средства защиты сельскохозяйственных культур от болезней и вредителей, сжигание нефти и различных отходов, производство стекла, удобрений, цемента и пр. [20]. Действие загрязняющих веществ распространяется на десятки километров от источника поступления элементов в атмосферу. При этом наблюдается комбинированное загрязнение растений, слагающееся из непосредственного оседания аэрозолей и пыли на поверхность листьев и корневого усвоения ТМ, накопившихся в почве в течение продолжительного времени поступления загрязнений из атмосферы [3].

Ниже приводим краткое описание свойств металлов, касающихся особенностей их поведения в почвах.

Свинец (Pb). Атомная масса 207,2. Приоритетный элемент-токсикант. Все растворимые соединения свинца ядовиты. В естественных условиях он существует в основном в форме PbS. Кларк Pb в земной коре 16,0 мг/кг [21]. По сравнению с другими ТМ он наименее подвижен, причем степень подвижности элемента сильно снижается при известковании почв. Подвижный Pb присутствует в виде комплексов с органическим веществом (60-80 % подвижного Pb). При высоких значениях рН свинец закрепляется в почве химически в виде гидроксида, фосфата, карбоната и Pb-органических комплексов [22, 23].

Главную роль в фиксации свинца в почвах играет органическое вещество. К числу наиболее значимых антропогенных источников загрязнения окружающей среды свинцом относятся выбросы, образующиеся при высокотемпературных технологических процессах: выхлопные газы двигателей внутреннего сгорания [24]. Большое количество свинца образуется при производстве и использовании в технологическом процессе аккумуляторов, кабелей, свинцовых красителей, керамических изделий, электрических батарей. При техногенном загрязнении наибольшая концентрация свинца, как правило, обнаруживается в верхнем слое почвы [25,26].

Гигиенические нормативы для концентраций свинца следующие: ПДК рабочей зоны - 0,01 мг/м3, атмосферного воздуха - 0,003 мг/м3, воды водоисточников - 0,03 мг/л, почвы - 32 мг/кг [27]. Региональный кларк свинца составляет 12 мг/кг [28], среднее содержание свинца в торфе - 13 мк/кг [29].

Естественное содержание свинца в почвах наследуется от материнских пород и тесно связано с их минералогическим и химическим составом. Средняя концентрация этого элемента в почвах мира достигает по разным оценка от 10 до 35 мг/кг [2].

Высокая концентрация свинца в почвах может быть связана как с природными геохимическими аномалиями, так и с антропогенным воздействием. При техногенном загрязнении наибольшая концентрация элемента, как правило, обнаруживается в верхнем слое почвы [20].

Кадмий (Cd). Кадмий по химическим свойствам близок к цинку, но отличается от него большей подвижностью в кислых средах и лучшей доступностью для растений. В почвенном растворе металл присутствует в виде Cd2+ и образовывает комплексные ионы и органические хелаты. Главный фактор, определяющий содержание элемента в почвах при отсутствии антропогенного влияния, - материнские породы [21]. Кларк кадмия в литосфере 0,13 мг/кг. В почвообразующих породах содержание металла в среднем составляет: в глинах и глинистых сланцах - 0,15 мг/кг, лессах и лессовидных суглинках - 0,08, песках и супесях - 0,03 мг/кг. Подвижность кадмия в почве зависит от среды и окислительно-восстановительного потенциала.

Загрязнение почвенного покрова кадмием считается одним из наиболее опасных экологических явлений, так как он накапливается в растениях выше нормы даже при слабом загрязнении почвы [30, 31].

Цинк (Zn). Его кларк в земной коре 83 мг/кг. Цинк концентрируется в глинистых отложениях и сланцах в количествах от 80 до 120 мг/кг. Элемент концентрируется в глинистых отложениях и сланцах в количествах от 80 до 120 мг/кг [2].

Важными факторами, влияющими на подвижность Zn в почвах, являются содержание глинистых минералов и величина рН. При повышении рН элемент переходит в органические комплексы и связывается почвой. Ионы цинка также теряют подвижность, попадая в межпакетные пространства кристаллической решетки монтмориллонита. С органическим веществом Zn образует устойчивые формы, поэтому в большинстве случаев он накапливается в горизонтах почв с высоким содержанием гумуса и в торфе. Среднее содержание цинка в почвах Беларуси составляет 35,0 мг/кг [32], среднее содержание цинка в торфе - 87 мг/кг [29].

Среднее содержание цинка в почвах мира составляет 90 мг/кг.

Причинами повышенного содержания цинка в почвах могут быть как естественные геохимические аномалии, так и техногенное загрязнение. Основными антропогенными источниками его поступления в первую очередь являются предприятия цветной металлургии. Загрязнение почв этим металлом привело в некоторых областях к крайне высокой его аккумуляции в верхнем слое почв - до 66400 мг/кг. В огородных почвах накапливается до 250 и более мг/кг цинка [2].

Медь (Cu). Кларк в земной коре 47 мг/кг [21]. В химическом отношении медь - малоактивный металл. Основополагающим фактором, влияющим на величину содержания Cu, является концентрация ее в почвообразующих породах. Из изверженных пород наибольшее количество элемента накапливают основные породы - базальты (100-140 мг/кг) и андезиты (20-30 мг/кг). Покровные и лессовидные суглинки (20-40 мг/кг) менее богаты медью. Наименьшее же ее содержание отмечается в песчаниках, известняках и гранитах (5-15 мг/кг) [33].

В почвах медь является слабомиграционным элементом, хотя содержание подвижной формы бывает достаточно высоким. Количество подвижной меди зависит от многих факторов: химического и минералогического состава материнской породы, рН почвенного раствора, содержания органического вещества и др. [34]. При рН 7-8 растворимость меди наименьшая. В почвах Беларуси содержание меди составляет 13,0 мг/кг [28], среднее содержание меди в торфе - 5 мг/кг [29], ОДК в песчаных и супесчаных почвах для меди составляет 33,0 мг/кг [27].

Среднее содержание меди в почвах мира 30 мг/кг. Вблизи индустриальных источников загрязнения в некоторых случаях может наблюдаться загрязнение почвы медью до 3500 мг/кг [2].

Никель (Ni). Атомная масса 58,7. В континентальных отложениях он присутствует, главным образом, в виде сульфидов и арсенитов, ассоциируется также с карбонатами, фосфатами и силикатами. Доля загрязненных Ni почв в ряду других ТМ является фактически самой значительной и уступает только землям, загрязненным медью (3,8 %) [35]. В почвах Республики Беларусь в среднем содержится 20,0 мг/кг никеля [28], среднее содержание никеля в торфе составляет 4 мг/кг [29]. Кларк элемента в земной коре равен 58 мг/кг [21].

Наибольшее количество металла накапливают ультраосновные (1400-2000 мг/кг) и основные (200-1000 мг/кг) породы, а осадочные и кислые содержат его в гораздо меньших концентрациях - 5-90 и 5-15 мг/кг, соответственно.

Гигиенические нормативы для концентраций никеля следующие: ПДК рабочей зоны - 0,005 мг/м3, атмосферного воздуха - 0,002 мг/м3, воды водоисточников - 0,1 мг/л, ОДК для песчаных и супесчаных почв - 20 мг/кг [27].

Содержание никеля в почвах в значительной степени зависит от обеспеченности этим элементом почвообразующих пород. Наибольшие концентрации никеля, как правило, наблюдаются в глинистых и суглинистых почвах, в почвах, сформированных на основных и вулканических породах и богатых органическим веществом. Распределение Ni в почвенном профиле определяется содержанием органического вещества, аморфных оксидов и количеством глинистой фракции [36].

Содержание Ni в почвах мира колеблется в широких пределах - от 1 до 100 мг/кг, составляя в среднем 50 мг/кг.

Уровень концентрации никеля в верхнем слое почв зависит также от степени их техногенного загрязнения.

Хром (Cr). Кларк хрома в земной коре - 83 мг/кг. Наибольшие его концентрации среди магматических горных пород характерны для ультраосновных (1600-3400 мг/кг) и основных (170-200 мг/кг), меньшие - для средних пород (15-50 мг/кг) и наименьшие - для кислых (4-25 мг/кг). Среди осадочных пород максимальное содержание элемента обнаружено в глинистых осадках и сланцах (60-120 мг/кг), минимальное - в песчаниках и известняках (5-40 мг/кг).

Природное содержание хрома в почвах зависит главным образом от его концентрации в почвообразующих породах, а распределение по почвенному профилю - от особенностей почвообразования, в частности от гранулометрического состава генетических горизонтов. Среднее содержание хрома в почвах - 70 мг/кг.

Вклад антропогенных источников в поступление хрома весьма значителен. Металлический хром в основном используется для хромирования в качестве компонента легированных сталей. Загрязнение почв хромом отмечено за счет выбросов цементных заводов, отвалов железохромовых шлаков, нефтеперегонных заводов, предприятий черной и цветной металлургии, использования в сельском хозяйстве осадков промышленных сточных вод, особенно кожевенных предприятий, и минеральных удобрений. Наивысшие концентрации хрома в техногенно загрязненных почвах достигают 400 мг/кг и более [2].

Марганец (Mn). Элемент широко распространен в природе и содержится в земной коре, воде морей, рек и в почве. Снижение pH почвы, ее аэрация, обильное внесение удобрений в кислые почвы без известкования способствует увеличению доступности марганца для растений. Региональный кларк марганца составляет 247 мг/кг [28], среднее содержание марганца в торфе - 363 мг/кг [29], ПДК валового Mn в почве составляет 1500 мг/кг [37]. Химические реакции с участием марганца в почвах зависят от рН среды (в более кислых условиях марганец становится более подвижным и, соответственно, более токсичным). Основными антропогенными источниками поступления марганца в природную среду являются выбросы машиностроительных и ремонтных предприятий и транспорта [38].

Кобальт (Со). Элемент распространен в составе соединений. Среднее содержание его в почвах составляет 0,1-13,0 мг/кг. Наиболее бедны кобальтом песчаные почвы лесных районов. В зависимости от рН почвы скорость почвенной миграции кобальта меняется: он слабо подвижен в нейтральных, еще меньше в кислых и практически неподвижен в щелочных почвах.

Основные источники антропогенного поступления кобальта в окружающую среду связаны с выплавкой цветных металлов и сжиганием в процессе промышленного производства природных топливных материалов - каменного угля и сырой нефти, а также металлургическое производство, цементная промышленность и выбросы автотранспорта. Гигиенические нормативы составляют: в атмосферном воздухе - ПДК 0,001 мг/м3, в воде водоисточников - ПДК 0,1 мг/л. ОДК кобальта в почве составляет 20 мг/кг [27], а региональный фон - 6 мг/кг [28], среднее содержание в торфе - 3 мг/кг [29].

Железо (Fe) - один из главных компонентов литосферы и составляет приблизительно 5 % её массы [2]. Поведение железа в окружающей среде во многом определяется его способностью легко изменять валентность в зависимости от физико-химических условий среды и тесно связано с геохимическими циклами кислорода, серы и углерода. Как правило, окислительные и щелочные условия среды способствуют осаждению железа, а кислые и восстановительные - растворению его соединений. Свободное железо фиксируется, образуя оксиды и гидроксиды, органокомплексы и замещая магний и алюминий в минералах.

В почвах железо присутствует главным образом в виде оксидов и гидроксидов, находящихся в форме небольших частиц или связанных с поверхностью некоторых минералов. Однако в богатых органическим веществом горизонтах железо находится преимущественно в хелатной форме.

Минимальные содержания растворимого железа отмечаются при щелочных значениях pH. Поэтому кислые почвы более обогащены растворимым неорганическим железом, нежели нейтральные и щелочные [2]. Таким образом, катионы Fe2+ в кислых анаэробных почвах могут достигать токсичных для растений уровней, а в щелочных хорошо аэрируемых почвах низкие концентрации растворимого железа не могут удовлетворить потребности растений в этом элементе.

Подобно соединениям марганца, соединения железа активно влияют на поведение некоторых элементов питания и многих микроэлементов. Степень ответственности железа за растворимость микроэлементов и их доступность для растений во многом зависят от некоторых почвенных факторов.

Для почвенного железа характерно сильное сродство к подвижным органическим комплексам и хелатам. Эти соединения ответственны за миграцию и перераспределение железа в почвенных горизонтах, а также выщелачивание его из почвенных профилей. Кроме того, комплексные соединения играют большую роль в обеспечении железом корневых систем растений [2].

Количество железа в почвах определяется как составом материнских пород, так и характером почвенных процессов. Как правило, содержание железа изменяется от 0,5 до 5 %. На бедных железом почвах не отмечается его абсолютного дефицита для растений, а фиксируется лишь недостаток его легкорастворимых форм [13].

1.2.3 Тяжелые металлы в прибрежно-водной растительности

Концентрирующая способность водных растений по отношению к химическим элементам определяется видом растения, его физиологическими способностями, возрастом и стадией развития, условиями среды обитания - типом и гидрологическим режимом водоема, гранулометрическим составом грунта, а также географическим положением водоема и климатическими условиями [39].

Для характеристики процессов накопления загрязнителей в растениях используют коэффициент накопления элементов. Коэффициент накопления элемента - это величина, которая рассчитывается как отношение концентрации элемента в золе водных растений к его содержанию в корнеобитаемом слое почвы [40].

Химический состав растений, как известно, отражает элементный состав почв и воды. Поэтому избыточное накопление ТМ растениями обусловлено, прежде всего, их высокими концентрациями в почвах и воде. В своей жизнедеятельности растения контактируют только с доступными формами ТМ, количество которых, в свою очередь, тесно связано с буферностью почв. Однако способность почв связывать и инактивировать ТМ имеет свои пределы, и когда они уже не справляются с поступающим потоком металлов, важное значение приобретает наличие у самих растений физиолого-биохимических механизмов, препятствующих их поступлению [41].

Механизмы устойчивости растений к избытку ТМ могут проявляться по разным направлениям: одни виды способны накапливать высокие концентрации ТМ, но проявлять к ним толерантность; другие стремятся снизить их поступление путем максимального использования своих барьерных функций. Для большинства растений первым барьерным уровнем являются корни, где задерживается наибольшее количество ТМ, следующий - стебли и листья, и, наконец, последний - органы и части растений, отвечающие за воспроизводительные функции (чаще всего семена и плоды, а также корне- и клубнеплоды и др.) [42].

Однако не всегда эти закономерности повторяются, что, вероятно, связано с условиями произрастания растений и их генетической спецификой.

Несмотря на существенную изменчивость различных растений к накоплению ТМ, биоаккумуляция элементов имеет определенную тенденцию, позволяющую упорядочить их в несколько групп: 1) Cd, Cs, Rb - элементы интенсивного поглощения; 2) Zn, Mo, Cu, Pb, As, Co - средней степени поглощения; 3) Mn, Ni, Cr - слабого поглощения и 4) Se, Fe, Ba, Te - элементы, труднодоступные растениям [43].

Другой путь поступления ТМ в растения - некорневое поглощение из воздушных потоков. Оно имеет место при значительном выпадении металлов из атмосферы на листовой аппарат, чаще всего вблизи крупных промышленных предприятий. Поступление элементов в растения через листья (или фолиарное поглощение) происходит, главным образом, путем неметаболического проникновения через кутикулу. ТМ, поглощенные листьями, могут переносится в другие органы и ткани и включаться в обмен веществ [44].

По ряду причин растения не могут не поглощать большинство тяжелых металлов и в отличие от животных, способны накапливать их в больших количествах. Именно поэтому проблема компартмептации металлов в растении является определяющей при изучении их токсического действия и механизмов устойчивости [45].

Водные растения очень чутко реагируют на химический состав среды. При увеличении концентрации элементов, как это случается при загрязнении водоемов, большинство растений либо активно, либо пассивно поглощает их в количествах, превышающих необходимость в питании. Критерием устойчивости к высоким уровням металлов в среде, как правило, являются темп роста и продуктивность растений [46].

Способность растений накапливать тяжелые металлы реализуется на разных уровнях организации: клеточном, тканевом и органном, что связано прежде всего со способностью растений накапливать металлы в клеточных оболочках и вакуолях клеток разных тканей и органов, а также с существованием барьерных тканей, ограничивающих передвижение ряда тяжелых металлов [47].

Накопление тяжелых металлов в метаболически малоактивных компартментах, клеток и в органах, которых растение может впоследствии лишиться, а также связывание металлов с хелаторами и их выделение в корневую слизь может являться одними из механизмов детоксикации, в результате чего тяжелые металлы исключаются из активного метаболизма. Благодаря эффективным механизмам детоксикации металлов растения продолжают расти при повышенном их содержании в среде [48].

Многие виды растений способны накапливать тяжелые металлы, причем их содержание в органах растений может в десятки и даже сотни раз превышать их содержание в окружающей среде [49]. По способности к аккумуляции тяжелых металлов выделяют две контрастные группы растений: исключатели, у которых тяжелые металлы накапливаются главным образом в корневой системе, и аккумуляторы, у которых они накапливаются в больших количествах в надземных органах [34].

Видовой состав прибрежно-водной растительности позволяет достаточно точно охарактеризовать экологическое состояние водоема. В настоящее время широко применяется методика индикации вод по биологическим показателям, которые широко используется в практике гидробиологических исследований. Для анализа качества вод используются индикатор-организмы и специальные методы [50].Высшие водные растения как индикаторы изменения качества наряду с другими организмами находят широкое использование при биологическом анализе и проведении санитарно-гидробиологических исследований [51].

2. Объект, программа и методика исследований

Объектами исследований являлась прибрежно-водная растительность озера Сельмашевское, озера северной части г. Гомеля вблизи предприятия «Гидропривод», а также озер в левобережной центральной части поймы р. Припять ниже г. Мозыря.

Предметом исследований является изучение содержания тяжелых металлов в некоторых видах прибрежно-водных растений изученных нами объектов.

Ниже приводится характеристика объектов изучения прибрежно-водной растительности г. Гомеля и Мозырского района.

Объект № 1. Сельмашевское озеро северной окраины города Гомеля (рисунок 1).

Координаты: N 52° 27' 889', E 30° 57' 638'. I. Прибрежно-водная экосистема асс. Typhetum latifoliae Soу 1927 cоюза Phragmition Koch 1926, порядка Phragmitetalia Koch 1926, класса Phragmito-Magnocaricetea Klika in Klika et Novak 1941.

II. Прибрежно-водная экосистема асс. Typhetum angustifoliae cоюза Phragmition Koch 1926, порядка Phragmitetalia Koch 1926, класса Phragmito-magnocaricetea Klika in Klika et Novak 1941.

С этого объекта отобраны виды растений: Elodea сanadensis, Hydrocharis morsus-ranae, Lemna minor, Glyceria maxima, Typha latifolia, Phragmites communis, Carex pseudocyperus, Butomus umbellatus, Alisma plantago-aquatica, Juncus effusus, Urtica dioica, Bidens tripartite, Agrostis stolonifera.

Рисунок 1 - Озеро Сельмашевское

Объект № 2. Озеро у северной части г. Гомеля вблизи предприятия «Гидропривод» (рисунок 2).

Координаты: N 52° 28' 829', E 30° 58' 491'. Водная экосистема отнесена к асс. Lemno minoris-Salvinietum natantis (Slavniж 1956) Korneck 1959 cоюза Lemno minoris-Salvinietum natantis Slavnic 1956 em. R. Tx. 1955, класса Lemnetea minoris R. Tx. 1955.

Прибрежное сообщество асс. Cicuto-Caricetum pseudocyperus cоюза Magnocaricion elatae W. Koch 1926, порядка Magnocaricetalia Pign. 1953, класса Phragmito-Magnocaricetea Klika in Klika et Novak 1941.

Примыкающая к озеру луговая экосистема отнесена к асс. Poo-Festucetum pratensis Sapegin 1986 cоюза Festucion pratensis Sipaylova, Mirkin, Shelyag et V. Solomakha 1985, порядка Arrhenatheretalia Pawl. 1928, класса Molinio-Arrhenatheretea R. Tx. 1937.

Нами были отобраны образцы растений: Ceratophyllum demersum, Lemna minor, Typha angustipholia, Eleocharis palustris, Scirpus lacustris, Phragmites communis, Carex acuta, Bidens tripartite, Poa pratensis, Sium latifolium, Oenanthe aquatica, Festuca pratensis.

Рисунок 2 - Озера у северной части г. Гомеля вблизи предприятия «Гидропривод»

Объект № 3. Озеро в левобережной центральной части поймы р. Припять ниже г. Мозыря, размером 50 м х 80 м (рисунок 3).

Координаты N 52° 01' 663', E 29° 19' 770'. Водная экосистема отнесена к асс. Caricietum gracilis союза Magnocaricion elatae Koch 1926, порядка Magnocaricetalia Pignatti 1953, класса Phragmito-Magnocaricetea Klika in Klika et Novak 1941.

С этого объекта отобраны виды растений: Phragmites communis, Carex pseudocyperus, Carex acuta, Eleocharis palustris, Sagittaria sagittifolia, Lysimachia vulgaris, Juncus conglomeratus, Iris pecudacorus, Agrostis stolonifera, Oenanthe aquatica.

Рисунок 3 - Озеро в левобережной центральной части поймы р. Припять ниже г. Мозыря

Объект № 4. Озеро в левобережной центральной части поймы р. Припять ниже г. Мозыря, размером 60 м х 300 м (рисунок 4).

Координаты N 52° 01' 663', E 29° 19' 997'. Водная экосистема отнесена к асс. Lemno minoris-Salvinietum natantis (Slavniж 1956) Korneck 1959 cоюза Lemno minoris-Salvinietum natantis Slavniж 1956 em. R. Tx. 1955, класса Lemnetea minoris R. Tx. 1955.

Нами были отобраны образцы растений: Stratiotes aloides, Hydrocharis morsus-ranae, Nuphar lutea, Typha angustipholia, Glyceria maxima, Carex acuta, Eleocharis palustris, Sagittaria sagittifolia, Bidens tripartite, Iris pecudacorus, Agrostis stolonifera, Oenanthe aquatica, Acorus calamus.

Рисунок 4 - Озеро в левобережной центральной части поймы р. Припять ниже г. Мозыря

Систематическое положение изучаемых объектов: