Екотоксичний вплив важких металів (Cd, Pb, Cu, Zn) на систему “грунт-рослина” в умовах полісся та лісостепу України

Визначено вміст полютантів від внесеної кількості, що надійшла до рослин в рік надходження полютантів до грунту, та сумарну фітофільтрацію важких металів за три роки спостереження. Так, в умовах забруднення ВМ дерново-середньопідзолистого грунту в 1999 році у фазу стиглості ячменю ярого вміст у загальній фітомасі становив Pb 6, 40%; Cd 23, 00%; Cu 10, 60%; Zn 9, 25% від внесеної кількості, а протягом 1999-2001 років відповідно – 13, 90%; 36, 20%; 20, 54%; 18, 65%.

Забруднення важкими металами спонукає до вмикання внутрішніх механізмів системи “грунт-рослина”: 1 – фітофільтраційну здатність системи, або фітоміграцію; 2 – міграцію за грунтовим профілем; 3 – винос токсикантів за межі системи. Балансові рівняння дозволяють на різних етапах онтогенезу (фази кущення та стиглості) у п'яти грунтових шарах протягом одного та трьох років оцінити характер та динаміку міграції важких металів при імпактному забрудненні грунту.

Загальний вигляд балансового рівняння такий: еБn = еРіn + е Hіn + е Фіn + Dn, де Б – загальна концентрація важких металів; Р – концентрація рухомих форм металу; Н – концентрація нерухомих форм металу; Ф – концентрація важких металів у фітомасі тест-культури; n -позначення етапу онтогенезу; і – позначення грунтового шару; D – концентрація важких металів, що позначає їх винос за межі системи “грунт-рослина”.

Міграція Pb, Cd, Zn, Cu за профілем дерново-середньопідзолистого супіщаного грунту та чорнозему типового малогумусного. Критерій швидкості міграції за грунтовим профілем має не тільки інформативно-геологічне значення, але й може використовуватись для екотоксикологічної характеристики поведінки кожного хімічного елемента. Було проведене моделювання процесів виведення рухомих форм важких металів з 0-20 сантиметрового шару грунту. При імпактному забрудненні грунту важкими металами кількість їх рухомих форм у 0-20 сантиметровому шарі змінюється в результаті процесів фітофільтрації, виносу в нижні шари грунту, діяльності мікробіологічної частини грунту. Відбувається зменшення початкової концентрації рухомих форм елементів; швидкість цього процесу залежить від природи полютанту, рН грунтового розчину, механічного складу та вмісту органічної речовини грунту, рослинного покриву, тощо. Зменшення рухомих форм ВМ відбувається за експоненційною залежністю. 

За цією моделлю встановлені константи швидкості виведення рухомих форм полютантів, які можуть бути використані при прогнозуванні концентрації полютантів через проміжок часу та є важливим показником екологічної небезпечності металу.

Чим більша величина константи, тим більша інтенсивність зменшення рухомих форм металу в 0-20 сантиметровому шарі грунту (табл. 1). Коефіцієнт кореляції (r) між фактичними та теоретичними даними становив у межах 0, 96-0, 99 (табл. 1).

Динаміку міграції важких металів у діапазоні 20-100 см грунту пошарово через кожні 20 см було формалізовано за допомогою кривої Коллера. Дана модель дає можливість прогнозувати кількість полютантів у шарі грунту через проміжок часу та побудована за рівнянням: y=a0. xa1. ea2x, де a0, а1, а2. -параметри регресії, х – час, у – концентрація рухомих форм металу у грунті. Графік зміни рухомих форм свинцю на дерново-середньопідзолистому грунті в часі як приклад наведено на рис. 2. Коефіцієнти кореляції між теоретичними та фактичними точками становили в межах 0, 85 -0, 90.

Вплив Pb, Cd, Zn, Cu на фітопродуктивність ячменю ярого при імпактному забрудненні грунту. При імпактному забрудненні спостерігається залежність зміни фітопродуктивності від рівня концентрації важких металів у кореневмісному шарі грунту (0-20 см). Встановлення залежності загальної фітомаси та маси зерна від концентрації рухомих форм металу в грунті дало змогу встановити діапазони токсикотолерантності тест-культури ячменю ярого по відношенню до металів на обох досліджуваних грунтах. Діапазон токсикотолерантності – це діапазон концентрацій певного металу, нижньою межею якого є значення вмісту рухомих форм металу в грунті, при якому не відбувається пригнічення росту та накопичення фітомаси культурою, а верхньою межею є значення концентрації рухомих форм металу в грунті, при якому відбувається загибель рослин. За допомогою діапазонів токсикотолерантності проводилась оцінка токсичності металу по відношенню до тест-культури. Найбільш токсичним стосовно ячменю ярого виявився Сd, найменш токсичним – Pb (табл. 2).

Значення діапазонів токсикотолерантності ячменю ярого на чорноземі типовому в межах кожного металу вищі, ніж на дерново-середньопідзолистому грунті. Для зерна значення границь діапазону токсикотолерантності менші, ніж для загальної фітомаси на обох досліджуваних грунтах; це пов'язано із більшим ступенем чутливості даної фракції фітомаси до стресового фактора (табл. 2).

Інтенсивність міграції Pb, Cd, Zn, Cu у системі “грунт-рослина”. Встановлено закономірність накопичення важких металів у фракціях фітомаси ячменю ярого при різних рівнях забруднення дерново-середньопідзолистого грунту та чорнозему типового малогумусного. Найбільша кількість полютантів нагромаджувалась у коренях, найменша – у соломі.

В умовах імпактного монометалічного забруднення найбільшою інтенсивністю міграції у системі “грунт-рослина” характеризувався кадмій: його коефіцієнти переходу в загальну фітомасу (Кп Фзаг) у фазу повної стиглості ячменю ярого знаходились у межах від 0, 538 до 0, 765. Найменша інтенсивність переходу до ячменю ярого була відмічена у свинцю: його Кп Фзаг у фазу повної стиглості у загальну фітомасу складали від 0, 146 до 0, 179. Кп Фзаг міді становили від 0, 443 до 0, 617 та цинку відповідно від 0, 250 до 0, 288. Кожний метал характеризувався своїм рівнем інтенсивності переходу у системі “грунт-рослина” як на дерново-середньопідзолистому грунті, так