CC BY
72
Проанализировав данные биометрических показателей можно сделать вывод, что для тагетеса отклоненного лучшие результаты были достигнуты: в варианте № 2 (крупнозернистый песок (2,4 кг на 1 м2)+ гумат натрия (3,3 г на 1 м2)), в варианте № 6 (гумат натрия (3,3 г на 1 м2) + бактериальные удобрения «триходермин воздушно-сухой» (3,3 г на 1 м2)), в варианте № 9 (гидрогель «Подземный родник» (10 г на 1 м2) + гумат натрия (3,3 г на 1 м2)); самый оптимальный результат - в варианте № 4 (крупнозернистый песок (2,4 кг на 1 м2) + органоминеральные удобрения «АУА комплексное удобрение» (5 г на 1 м2) + бактериальные удобрения «триходермин воздушно-сухой» (3,3 г на 1 м2)). Для георгины культурной - лучшие результаты: в варианте № 3 (крупнозернистый песок (2,4 кг на 1 м2) + гидрогель «Подземный родник» (10 г на 1 м2) + гумат натрия (3,3 г на 1 м2), в варианте № 9 (гидрогель «Подземный родник» (10 г на 1 м2) + гумат натрия (3,3 г на 1 м2)); самый оптимальный результат - в варианте № 7 (биогумус «идеал» (10 мл на 1 литр воды при норме расхода раствора 1,7 л на 1 м2) + крупнозернистый песок (2,4 кг на 1 м2)).
Литература
1. Аринушкина Е.В. Руководство по химическому анализу почв. Издание 2-ое, переработанное и дополненное. - М.: Издательство Московского Университета, 1970. - 489 с.
2. Бамберг К.К. Озоление биологических материалов для определения микроэлементов. Изв. А и Латв.ССР, 1954. - №7. - 46 с.
3. Боровик - Романова Т.Ф. и др. Спектральное определение микроэлементов в растениях и почвах. -М.: Наука, 1973,-42 с.
4. Большаков В.А. Микроэлементы и тяжелые металлы в почвах // Почвоведение. - 2002. - №7 -С.844-849.
5. Видехина Е.Л. Георгины: Научно-популярное издание. - М.: Армада 2001.-32 с.: ил. - (Посади сам).
6. Возбудицкая А.Е. Химия почвы: Учебное пособие для студентов - М.: Высш. школа 1968. - 438 с.: ил.
7. Кудрявец Д.Б. Бархатцы: Научно-популярное издание. - М: Армада пресс, 2001. - 32 с.: ил. -(Посади сам).
8. Ринькис Г.Я., Ноллендорф В.Ф. Сбалансированное питание растений макро- и микроэлементами. - Рига: Зинатне, 1982. - 355с
9. Сельников Е.Е., Вавилин В.А., Кринский В.И. и др. Математические модели биологических систем. -М.: - Наука, 1971.-112 с.
ПОВЫШЕНИЕ ФИТОЭКСТРАКЦИИ ПОЧВЕННОГО КАДМИЯ ПОСРЕДСТВОМ ПРИМЕНЕНИЯ ЭДТА
И.Е. АВТУХОВИЧ, докторант кафедры лесоводства МГУЛа, к. б. н.
В последние годы, в связи с повышением техногенного загрязнения биосферы тяжелыми металлами, интерес к технологиям детоксикации почв, несомненно возрос как в нашей стране, так и за рубежом.
Одной из наиболее популярных, сравнительно недорогих и относительно безвредных технологий очистки почв, является фитоэкстракция - удаление тяжелых металлов из загрязненных почв, путем длительного выращивания непищевых растений. Максимальной эффективности извлечения токсикантов из почв можно достичь при наличии растений, наиболее устойчивых к тяжелым металлам, способных к их повы-
шенному накоплению, и при этом, отличающихся быстрым ростом и образованием большой биомассы. Однако подобрать «идеальные» растения, изначально отвечающие всем этим требованиям, не представляется возможным. Поэтому в настоящее время существует несколько подходов к решению проблемы детоксикации почв, загрязненных тяжелыми металлами с применением растений:
использование гипераккумуляторов - растений с исключительной способностью накапливать тяжелые металлы в тканях своих органов;
использование растений, образующих высокую биомассу, с последующим повышением доступности металлов для растений, путем применения синтетических хе-латообразующих средств;
использование быстрорастущих древесных растений, таких как ива (БаНх) и тополь (Рорикю);
фитостабилизация- иммобилизация тяжелых металлов в почве, т.е. фиксация в почве в химически инертных формах, ограничивающая их подвижность и снижающая риск дальнейшего загрязнения окружающей среды, путем выщелачивания металлов в грунтовые воды или распространения их ветровой и водной эрозией. Это отдельная ветвь методов фитовосстановления почв и применяется в тех случаях, когда фитоэкстракция невозможна [26].
Каждый из вышеперечисленных подходов имеет свои преимущества и недостатки. Так, преимуществом использования гипераккумуляторов является высокое поглощение тяжелых металлов из почвы - 5 % в пересчете на сухой вес, т.е. в десятки раз выше, чем у обычных растений [2]. Существуют растения - гипераккумуляторы, накапливающие Сс1 более 100 мкг/г [11], [12]. Отдельные культуры Т. саеги1етет на удобренной почве удаляют 8,4 кг/га Сё [31]. К настоящему времени уже известно около 400 видов растений-гипераккумуляторов тяжелых металлов, однако среди них значительно меньше, способных к гипераккумуляции Сс1,Со,Си,РЬ и Ъа. [26]. В большинстве случаев, растения - гипераккумуляторы имеют небольшую биомассу, низкие темпы роста
[33], не способны расти на кислых почвах [27] и не являются декоративными.
Древесные растения, образующие большую биомассу, способны к длительному произрастанию на загрязненных территориях. Кроме этого, многие из них хорошо приспосабливаются в широком интервале pH почвы, являются декоративными, быстрорастущими и успешно накапливающими поллютанты в тканях своих органов, не являясь при этом гипераккумуляторами. Так, по данным [21], измененные методами ген-
ной инженерии растения ивы (БаИх тттсйез), в пересчете на 1 га за счет образования большой биомассы, способны накапливать в 6,2 раза выше Сё, чем гипераккумулятор (ТЫтр1 саегШеясепх) и в 5 ра$ больше, чем гипераккумулятор (А1уххшт тига1е). Загрязненная биомасса древесных растений в дальнейшем подлежит сжиганию и захоронению, или использованию как вторичное сырье [2]. Однако главным недостатком использования обычных древесных растений для очистки почв, все же является невысокое концентрирование ими тяжелых металлов в мг/кг сухого веса. Известно, что доступность растениям металлов в почве является одним из ограничений эффективности фитоэкстракции. Например, свинец имеет ограниченную растворимость в почве и доступность для поглощения растениями, что обусловлено комплексообразованием с органическим веществом, сорбцией на оксидах и глинах, осаждением в форме карбонатов, гидрооксидов и фосфатов. Поэтому, ключом к фитоэкстракции металлов является увеличение их концентрации в почвенном растворе с помощью синтетических хелато-образующих агентов [1].
Применение ЭДТА не только повышает доступность металлов для растений, переводя их в почвенный раствор, но и выполняет роль транспортного средства в растении. Установлено [22], что в комплексе с ЭДТА повышается растворимость металлов и снижается размер их частиц. Это обеспечивает преодоление ими препятствий при передвижении от корня к стеблю. При этом, поступающие в растения металлы в комплексе с ЭДТА накапливаются преимущественно в надземных органах по сравнению с подземными [23, 35], что способствует более эффективному очищению почвы от тяжелых металлов. Результаты исследований [22] и [32], выполненные с помощью метода электронной микроскопии показали, что металлы, поступающие в растения в форме хела-тов не накапливаются в жизненно важных органеллах, таких как митохондрии, диктио-сомы, рибосомы, эндоплазматическая сеть, хлоропласта, или могут присутствовать в
некоторых из них в незначительных количествах [28]. Это снижает риск торможения важнейших физиологических процессов, который может быть вызван увеличением накопления поллютантов в растении.
Из литературы известны положительные результаты применения препарата ЭДТА. В опытах [30] была увеличена биомасса растений при повышении накопления в них Сс1 и Ъп. под действием ЭДТА. Коллектив ученых [25] зарегистрировал увеличение свежего и сухого веса корней в результате поступления в растения РЬ в комплексе с ЭДТА. Было показано [1], что применение препарата ЭДТА на почве загрязненной РЬ и Сё не только повышает содержание доступных для растений форм этих металлов, но и интенсифицирует ферментативную активность. По мнению [29], торможение активности ферментов, в частности гексокиназы, вызванное металлами, можно исключить с помощью ЭДТА. [20] сообщает о сглаживании токсического влияния Сс1 на почвенные бактерии посредством внесения ЭДТА.
Применение ЭДТА не только повышает растворимость и облегчает поглощение тяжелых металлов растениями, но и увеличивает доступность других элементов, необходимых для их роста и развития. Так, по данным [15], внесение ЭДТА повысило доступность Бе и его концентрирование растениями, что способствовало увеличению накопления хлорофилла. Исследования [41] показали, что прибавление ЭДТА существенно повысило концентрации органического углерода, Си и Ъа. в почвенном растворе. Авторы [35] зарегистрировали увеличение поглощения растениями Ъп и Си в присутсвии ЭДТА.
Однако сглаживающее действие препарата ЭДТА на токсичность тяжелых металлов в растении небезгранично. При чрезмерно высокой концентрации металлов в растительном организме, в результате применения ЭДТА, наблюдаются торможение важнейших физиологических прицессов, замедление роста и развития, внешние признаки поражения. Об этом
свидетельствуют результаты экспериментов [23] и [40] и данные наших исследований, полученные в опыте с повышением доз РЬ при внесении ЭДТА.
Для каждого растения существует свой индивидуальный предел накопления металлов, поступающих в хелатированных формах. Однако данных по этому вопросу пока недостаточно. Кроме этого, в настоящее время недостаточно данных, касающихся роли ЭДТА в усилении экстракционной способности разных растений, в частности древесных, произрастающих на почвах, загрязненных тяжелыми металлами.
Поэтому нашей задачей явилось изучение подвижности, распределение по фракциям почвенного кадмия и накопление его биомассой лиственницы сибирской {Ьапх АчЫпса) в вариантах с применением эффектора фитоэкстракции ЭДТА и без его применения. Кадмий в 100 раз более подвижен в почве, чем РЬ [7], и следовательно, доступность этого элемента для растений является довольно высокой. Но, несмотря на это, по данным ряда авторов, ЭДТА увеличивает поглощение Сё в 1,5—5,3 раза [9], [30], [33].
Объекты и методика
Нами был проведен трехлетний вегетационный опыт по изучению фитоэкстракции кадмия из загрязненных почв в вариантах с применением хелатообразующего агента ЭДТА и без его применения. В качестве объекта исследований нами были выбраны сеянцы - однолетки лиственницы сибирской (Ьапх $Шпса). Судя по литературным данным [5], лиственница сибирская является довольно устойчивой к антропогенным условиям и быстрорастущей древесной породой.
Эксперимент состоял из 6 вариантов в четырехкратной повторности:
I- внесение Сё без растений и без
ЭДТА;
II- внесение Сё без растений с применением ЭДТА;
Ш-внесение Сё, с выращиванием растений без внесения ЭДТА;
IV- внесение Сё, с выращиванием растений и применением ЭДТА;
V-без внесения Сё, с выращиванием растений, с применением ЭДТА;
VI- без Сё с выращиванием растений, без применения ЭДТА.
Варианты с I по IV служили для изучения состояния кадмия в почве и его распределения по фракциям: кадмий водорастворимый - «Сё„»; кадмий обменный -«Сёоб»; кадмий, связанный с органическим веществом - «Сё+ов »; кадмий, связанный с полуторными оксидами - «Сё+п/0»; кадмий прочносвязанный - «Сёпр.»; кадмий общий расчетный - «Сёобщ.Р.» (определенный как суммарный кадмий: «Сёв» + «Сёоб» + «Сё+о.в.» + «Сё+п/о» + «Сёпр.»); общий кадмий, определенный экспериментальным путем - «Сёцбщ.э.», а также изучалось извлечение кадмия из почвы саженцами лиственницы сибирской и накопление его всеми частями растений с применением ЭДТА и без его применения.
Варианты с III по VI служили для изучения действия таких факторов, как внесение Сё и ЭДТА на рост и состояние саженцев лиственницы сибирской.
Перед закладкой эксперимента нами был произведен анализ почвы, предназначенной для набивки в сосуды по методикам [6] и [8]. В результате чего было определено содержание гумуса, pH и основные питательные вещества, а также распределение Сё по фракциям. Для эксперимента нами была взята слабокислая (pH = 5,31) дерново-подзолистая слабоокультуренная почва с низким содержанием гумуса (0,9 %), незагрязненная тяжелыми металлами. После химического анализа данная почва была набита в сосуды Митчерлиха с отверстием в дне и поддоном для возврата поливной воды - по 6 кг в каждый сосуд. Затем, в почву вариантов с I по IV, был внесен кадмий из расчета 10 мг/кг и тщательно с нею преремешан. Через 20 дней был проведен следующий агрохимический анализ почвы на распределение Сё по фракциям, результаты которого представлены на рис. 1, 3, 5. После этого, в соответствии со схемой опыта в вариантах III,
IV, V и VI, были высажены сеянцы лиственницы (по одному сеянцу в каждый сосуд).
Спустя месяц в почву вариантов И, IV и V было проведено внесение ЭДТА в дозе I ммоль/кг почвы. В дальнейшем внесен ис ЭДТА осуществлялось в течение всех 3-х вегетационных сезонов с интервалами в 25 Дней. После проведения эксперимента саженцы из сосудов были осторожно удалены, разделены на части: листья, корни, стволики и ветки, и высушены. Почва из сосудов была тщательно перемешана и подготовлена к агрохимическим анализам.
Результаты и обсуждение
Результаты почвенного анализа, проведенного нами через 20 дней после внесения кадмия показали, что его распределение в почве сосудов всех вариантов практически идентично (рис. 1, 3, 7).
Наибольшее количество кадмия, в среднем 80.13 % от его общего содержания, представлено во фракции «Сёобм», связано с органическим веществом - 10,49 %, во фракции «Сё+п/о» - 4,61 %, прочносвязанного кадмия - 0,37 % и во фракции «Сёв» -4,40 % от его общего содержания.
Таким образом, в год закладки эксперимента основное количество внесенного кадмия оказалось наиболее доступным для растений и представлено во фракциях «Сёв» и «Сёобм», что в сумме составило 84,53 % от общего кадмия.
Через 3 года проведения эксперимента в варианте I (рис.2), где не выращивались растения и не вносился препарат ЭДТА, существенных изменений кислотности и гуму-сированности почвы не зарегистрировано. При этом, отмечены самые незначительные изменения в содержании и распределении кадмия, по сравнению с другими вариантами (рис. 4, 6 и 8). Однако некоторые различия, по сравнению с первым годом (рис. 1), все же имеются. Так, содержание «Сёв» сократилось в 1,1 раза и составило 4,12 % от общего кадмия в год его внесения. Содержание обменного кадмия также снизилось и составило 71,76 % от общего, в то время как концентрации связанного с органическим веществом,
полуторными оксидами и прочносвязанного кадмия, напротив, возросли и составили, соответственно: 14,34 %, 8,88 и 0,71 % от общего кадмия, внесенного в почву и определенного в год закладки эксперимента. Из этого следует, что содержание доступного для растений кадмия со временем несколько снижается за счет его связывания с органическим веществом почвы, полуторными оксидами, а также частичного удерживания, благодаря адсорбционной способности минералов типа монтмориллонита, илита, гематита и тонкой глины [7]. Однако связывание кадмия оказалось весьма незначительным. Низкое связывание кадмия в почве и, как следствие этого, высокая миграционная способность, подтверждаются многочисленными литературными данными: [7], [16], [17], [24], [36]. Так, по прочности связи металлокомплексов в дерново-подзолистой почве при рН~5 существует следующая последовательность: Си>РЬ>Ре>№>Мп>7п>С<±
В варианте II с применением ЭДТА за годы проведения эксперимента, также как и в варианте I, изменений в pH и содержании гумуса нами не обнаружено. На рис. 4 показаны различия в распределении кадмия по фракциям. За счет применения ЭДТА в 4,1 раза повысилась концентрация кадмия в водорастворимой фракции, по сравнению с контролем и составила 17,18 % от общего его количества, определенного в год закладки эксперимента. Это изменение незначительно, так как внесение ЭДТА в соответствующей дозе в эксперименте [1] повысило содержание водорастворимого кадмия в 7,5 раза. Содержание же кадмия в данном варианте нашего эксперимента, как и в первом варианте, оказалось наибольшим во фракции «Сёобм». и лишь несколько снизилось, по сравнению с вариантом I (без ЭДТА), составив 59.82 % от его общего содержания, вероятно за счет частичного перехода во фракцию «Сс1в» в комплексе с ЭДТА.
Содержание кадмия, связанного с органическим веществом, составило 14,08 % от общего кадмия в год внесения, что в 1,3 раза выше, по сравнению с первым годом. Здесь
существенных различий в его накоплении в этой фракции между вариантами I (без применения ЭДТА) и II (с применением ЭДТА) не наблюдается. Можно отметить лишь некоторую тенденцию к его снижению за счет перехода во фракцию «Сё„». При прибавлении ЭДТА в почве происходит диссоциация ме-таллорганических комплексов и, при этом, формируются новые металл-ЭДТА комплексы, которые переходят в почвенный раствор
[34]. Не зарегистрировано также значительных изменений в накоплении прочносвязанного кадмия в варианте с применением ЭДТА, по сравнению с вариантом без ЭДТА.
В то время, как за 3 года проведения эксперимента его содержание в этой фракции возросло в среднем в 1,75 раз и составило 0,70% от общего кадмия, определенного в год закладки эксперимента. Содержание кадмия, связанного с полуторными оксидами возросло, по сравнению с первоначальным годом закладки эксперимента, в 1,80 раза и составило 8,04 % от общего кадмия, при этом в 1,1 раза снизилось, по сравнению с вариантом без внесения ЭДТА в результате перехода во фракцию «Сс1в». Концентрации тяжелых металлов, связанных с полуторными оксидами, существенно снижаются после прибавления ЭДТА за счет их высвобождения из этой фракции. Синтетические хелаты ЭДТА способны десорбировать тяжелые металлы из почвенного матрикса и формировать с ними водорастворимые металл-ЭДТА комплексы, что повышает их поглощение растениями
[35]. По мнению [38], растворимость фракций металлов обычно располагается в следующем порядке: обменные, связанные с карбонатами (в случае карбонатной почвы), связанные с полуторными оксидами, связанные с органическими сульфидами, прочносвязанные.
Следует отметить, что общее содержание кадмия в варианте с применением ЭДТА за 3 года фактически не изменилось, понизившись на 0,2 %, что может быть обусловлено его потерями из сосуда или ошибкой опыта. В содержании общего кадмия между вариантами I и II различий не зарегистрировано.
Сс|
лИ>' общ. э.
Рис. 1 Распределение Сё (мг/кг) по фракциям в год закладки эксперимента. Вариант I (без растений и без ЭДТА)
Рис. 2 Распределение Сс1 (мг/кг) по фракциям через 3 года после закладки эксперимента. Вариант I (без растений и без ЭДТА)
Ссі об.
+п в * С{* ПР Сй +ов п/о Сй Ссі
оби4- общ.
Р- э.
Рис. 3 Распределение Сё (мг/кг) по фракциям в год закладки эксперимента. Вариант II (без растений и без ЭДТА)
с<1+ Сйпр. гн +0-в- п/о с° Сс1
общ. э.
р-
Рис. 4 Распределение С<1 (мг/кг) по фракциям через 3 года после закладки эксперимента. Вариант II (без растений и с ЭДТА)
В варианте III, где выращивались саженцы лиственницы, почва, извлеченная из сосудов, оказалась густо переплетенной корнями, а следовательно в значительной степени подвержена влиянию ризосферы. Рассматривая поведение кадмия в этом варианте (рис.6), можно отметить, что общая закономерность в его распределении по фракциям, описанная выше, сохраняется и согласуется с данными [3]. Кроме этого, значительно увеличилось содержание гумуса и накопление кадмия во фракции «Сё+о.в», составившее 20,74 % от общего кадмия. Последнее связано с деятельностью корней и обогащением почвы их отмершими остатками. По данным [14] период жизни тонких корней весьма незначителен - 5-6 месяцев. Увеличении содержания органического вещества в почве, вследствие ризосферного влияния и повышения связывания тяжелых металлов во фракции «Сё+о.в», отмечается в работах [10], £13], [18], [19].
В варианте III было также зарегистрировано снижение pH почвы, по сравнению с вариантами I и II до pH = 4,83, что связано с ее насыщением кислотами, такими как лимонная, уксусная, фумаровая, яблочная, щавелевая, винная, валериановая и др., выделенными ризосферными микроорганизмами и корнями [18], [19], [39]. В результате этого повысились коррозийные условия, что вероятно повлекло за собой разрушение в почве как напрямую первичных силикатов (ортоклаз, плагиоклаз, биотит и др.) до образова-
ния полуторных гидрооксидов и оксидов (гётит, гематит и др.), так и разрушение первичных до вторичных глинистых минералов (монтмориллонит, иллит, каолинит, вермикулит), приводящее в итоге к высвобождению гидрооксидов и оксидов (а-РеООН, а-БегОз) по схеме: ортоклаз —> монтмориллонит —> гётит, или биотит —> вермикулит —> гётит —>гематит и др. [7], [37], с которыми в последствии произошло связывание кадмия.
Таким образом, вследствие деятельности корневых выделений и обогащения почвы полуторными оксидами, произошло увеличение содержания кадмия во фракции «Сс1+п/о»и составило 10,20% от его общего количества. Это в 2,3 раза выше, по сравнению с первым годом, и в 1,1 раза выше, по сравнению с контролем. Преимущественное накопление металлов в этой фракции почв, подверженных влиянию ризосферы, по сравнению с почвами, неподверженными этому влиянию, подтверждается в работах [10], [13], [19].
Содержание прочносвязанного кадмия в варианте III оказалось в 3,3 раза выше, чем на контроле, и составило 0,99% от общего кадмия, определенного в год закладки эксперимента. Это также может быть обусловлено ризосферным влиянием. Так, в работах [10], [13], [19] указывается о разрушении первичных минералов под действием кислот, выделяемых в ризосферу и приводящим к увеличению обилия продуктов их разрушения -глинистых минералов, имеющих малый раз-
мер частиц, т.е. высокую раздробленность, благодаря которой они обладают большой поверхностью поглощения [4], [37]. Как следствие этого, авторами [10], [13], [19] отмечается повышение удерживания металлов во фракции «Сёпр», по сравнению с почвой, неподверженной ризосферному влиянию, так как в данную вытяжку, используемую нами в этом случае, могут переходить не только металлы, находящиеся в кристаллической структуре первичных минералов, но и металлы адсорбированные вторичными минералами. Содержание обменного кадмия в варианте III оказалось ниже, чем на контроле, что объясняется влиянием на почву выращивания растений в этом варианте. Катионы водорода, выделенные корнями, способны вытеснять катионы кадмия в почвенный раствор, откуда впоследствии поглощаются растениями. Кроме этого, в варианте III накопление кадмия во фракции «Сбоем» снижается, по сравнению с контролем, также за счет его закрепления в других фракциях: «СсЦ^.», «Сс1+п/0», «СсЦ», как это было отмечено нами выше.
Концентрация водорастворимого кадмия в варианте III оказалась самой низкой, по сравнению с вариантами I и II, и составила 3,89 % от общего кадмия, что связано с поглощением кадмия растениями из этой наиболее доступной фракции данного варианта.
В варианте IV (рис. 8) на загрязненной кадмием почве выращивались саженцы лиственницы сибирской и осуществлялось
внесение ЭДТА. Результаты показывают, что содержание гумуса возросло, по сравнению с вариантами I и И, при этом произошло снижение почвенного pH до 4,89, однако между вариантами III и IV разница не столь значительна.
Применение ЭДТА в варианте IV также резко повысило содержание водорастворимого кадмия, по сравнению с вариантом III (см. рис.6). Кроме этого, накопление кадмия в других фракциях варианта IV: «С<Зоб»,
«Сё+ов»", «Сё+п/о» и «С<Зпр.» оказалось несколько ниже, по сравнению с вариантом III, за счет увеличения сосредоточения кадмия во фракции «Сс1в», из которой, по нашему предположению, произошло его удаление растениями. В варианте II (с применением ЭДТА, но без выращивания саженцев лиственницы), содержание водорастворимого кадмия по окончании эксперимента составило 17,18% от общего кадмия, а в рассматриваемом варианте IV- с выращиванием лиственницы и внесением ЭДТА - 16,00%, т.е. на 1,18% меньше. Это количество кадмия и было поглощено растениями. Для проверки данной гипотезы нами был осуществлен пересчет выноса кадмия растением (рис. 9, 10) в проценты от общего кадмия, внесенного в почву и определенного нами в год закладки эксперимента. Эта величина составила 1,06%. Таким образом, содержание кадмия в растении оказалось близко к размерам снижения его накопления в почве.
^ общ. Р э.
Рис. 5 Распределение Сё (мг/кг) по фракциям в год закладки эксперимента. Вариант III (без растений и без ЭДТА)
общ. общ
Рис. 6 Распределение Сё (мг/кг) по фракциям через 3 года после закладки эксперимента. Вариант III (с растениями и без ЭДТА)
^ Р общ. э.
Рис. 7 Распределение Сё (мг/кг) по фракциям в год закладки эксперимента. Вариант IV (без растений и без ЭДТА)
12,00
10,00
8,00
6,00
4.00
2.00 0,00
Ссіоб.
+0*1 + Сй пр. С() .
+ов- п/о са
общ- общ.
Р' э.
Рис. 8 Распределение С<1 (мг/кг) по фракциям через 3 года после закладки эксперимента. Вариант IV (с растениями и с ЭДТА)
На основании этого, можно также предположить, что кроме извлечения растениями, могли иметь место и некоторые потери кадмия из сосудов, которые ввиду идентичности условий проведения эксперимента, примерно равны его потерям в контроле (вар. I). Последние определялись нами по разности между процентным содержанием кадмия в год закладки эксперимента и через 3 года его проведения и составившими 0,1-0,2 % от общего кадмия.
Необходимо отметить, что в варианте IV, с внесением ЭДТА, наибольшее содержание Сё зарегистрировано в надземной части саженцев лиственницы, по сравнению с подземной частью, что подтверждается данными [23] и [35]. В варианте III, где ЭДТА не применялся, максимальное содержание Сс1 оказалось в корнях.
В варианте III, извлечение кадмия растениями из почвы составило 0,41 % от общего кадмия, содержавшегося в почве в год его внесения (см. рис. 9, 10), т. е. в 2,59 раза меньше, чем в варианте IV. Коэффициент биологического поглощения (определенный как отношение содержания кадмия в мг/кг сух. в-ва в растении к валовому содержанию его в почве в мг/кг возд. сух. почвы) в варианте IV составил 4,22, а в варианте III - 1,98. Для наглядности нами был сделан пересчет выноса кадмия саженцами лиственницы сибирской вариантов III и IV на один гектар. Так, вынос кадмия саженцами лиственницы в случае применения ЭДТА, при условии посадки - 9 саженцев на 1 м2, составил бы 57,51 г/га, в то время как без применения ЭДТА - 22,23 г/га.
На основании этого можно сделать вывод об эффективности применения ЭДТА для повышения фитоэкстракции кадмия.
В этой связи важно отметить, что внесение ЭДТА не только положительно повлияло на извлечение кадмия из почвы, но и улучшило общее состояние растений в условиях загрязнения кадмием, что позитивно отразилось на их ростовых и весовых характеристиках.
Как уже было описано нами выше, вторая часть эксперимента была посвящена изучению действия кадмия и ЭДТА на рост и состояние саженцев лиственницы сибирской,
где в вариантах III и IV был внесен кадмий, а в варианты V и VI не вносился, кроме этого, в вариантах IV и V был применен ЭДТА. Таким образом, вариант VI в данной части опыта можно считать абсолютным контролем по отношению к другим вариантам, т. к. в нем ничего не вносилось.
Анализируя полученные нами данные, следует отметить, что наиболее высокие ростовые и весовые характеристики саженцев оказались в варианте V. Так, средний сухой вес одного растения составил - Мср= 19,73 ± 0,167 г, отношение веса подземной части к весу надземной части - п.ч./н.ч.= 0,34 ± 0,002, средняя высота - НсР= 46,14 ± 0,863 см, средний диаметр стволиков- Оср= 9,1 ± 0,854 мм, средняя длина корней -1^,= 79,06 ± 1,863 см. Данные показатели незначительно отличаются от контроля (вар. VI), где Мср= 19,27 ± 0,099 г, п.ч./н.ч. = 0,35 ± 0,003, Нср = 44,85 ± 1,754 см, Цр = 9,5 ± 1,080 мм и Ьср= 75,79 ± 1,655 см, однако некоторая тенденция к увеличению показателей в этом варианте все же наблюдается. Отмеченное, вероятно, обусловлено повышением доступности элементов для растений, необходимых для их роста и развития под действием ЭДТА, что подтверждается данными [15,35,41].
Самые низкие ростовые показатели саженцев лиственницы: МсР= 12,35 ±0,197 г, п.ч./н.ч. = 0,33 ± 0,007, Нср = 30,64 ± 1,393 см, Вср=7,6 ± 1,031 мм и Ц, = 48,30 ± 1,233 см зарегистрированы в варианте III, где был внесен только кадмий, вследствии его токсического действия на растения, повлекшего за собой ингибирование важнейших физиологических процессов в растениях, что отразилось на ухудшении внешних признаков саженцев.
Токсическое действие Сё в нашем эксперименте было несколько сглажено в варианте IV с внесением ЭДТА. Здесь ростовые параметры оказались следующими: Мер = 15,02 ±
0,315 г, п.ч./н.ч. = 0,34 ± 0,037, Нср = 37,86 ± 1,276 см, = 8,3 ± 1,708 мм и Ь~,= 63,28 ±
0,939 см. Данные показатели оказались выше, чем в варианте Ш, где был внесен только Сё, несмотря на в 2,6 раза больший вынос кадмия из почвы саженцами этого варианта (рис. 10).
беэЭДТА
с ЭДТА
Рис. 9 Накопление Сё (мг/кг сух. веса) в растениях без ЭДТА и с ЭДТА
без ЭДТА
Рис. 10 Накопление Сё в мг/растение без ЭДТА
На основании анализа полученных нами экспериментальных данных и обзора литературы, можно заключить, что применение ЭДТА является перспективным приемом фиторемедиации почв, загрязненных тяжелыми металлами. Однако существует некоторая опасность вымывания поллютан-тов в подземные воды при повышении их подвижности в комплексе с ЭДТА [1], [30].
В связи с этим, очень важно правильно выбирать дозы ЭДТА и строго соблюдать технологию внесения данного препарата. Кроме этого, по мнению [35], риск загрязнения грунтовых вод тяжелыми металлами сокращается при условии хорошего роста растений и успешной корневой адсорбции.
Выводы
1. В вариантах с выращиванием саженцев лиственницы отмечено увеличение доли кадмия, связанного с органическим веществом почвы, полуторными оксидами и
с ЭДТА
и с ЭДТА
глинистыми минералами, как следствие корневого влияния.
2. Внесение ЭДТА в дозе 1 ммоль/кг в почву, загрязненную 10мг/кг Сё, увеличило содержание водорастворимого Сё в 4,1 раза, по сравнению с контролем.
3. Применение ЭДТА повысило вынос Сё саженцами лиственницы сибирской в 2,6 раза. При этом максимальное накопление Сё отмечено в надземных органах растений.
4. За три года проведения эксперимента в варианте с выращиванием саженцев лиственницы сибирской без применения ЭДТА, произошло снижение общего почвенного кадмия на 0,41 % его содержания за счет поглощения растениями.
5. За период проведения эксперимента препарат ЭДТА способствовал поглощению растениями кадмия из почвы и, таким образом, вызвал снижение его общего содержания в почве на 1,06 %, по сравнению с содержанием его до посадки саженцев лиственницы.
6. Применение ЭДТА на почве, загрязненной кадмием, способствовало улучшению общего состояния и повышению ростовых характеристик саженцев лиственницы сибирской: средний сухой вес, средняя высота, средний диаметр стволиков, средняя длина корня была, соответственно, в 1,21, 1,24, 1,09, 1,31, раза выше по сравнению с вариантом, где внесение ЭДТА не осуществлялось.
Литература
1. Галиулин Р.В., Башкин В.Н., Галиулина P.P. Влияние эффекторов фитоэкстракции на ферментативную активность почвы, загрязненной тяжелыми металлами // Агрохимия. - 1998. №7. -С. 77-86.
2. Душенков В., Раскин И. Фиторемедиация: зеленая революция // Химия и жизнь. - 1999. - №11-12.
3. Первунина Р.И. Оценка трансформации соединений техногенных металлов в почве и доступность их для растений // Бюллетень почв. Ин.-та им. В.В. Докучаева, вып. XXXV, - М.: Почв, ин,- т им. В.В. Докучаева, 1983.- С. 22-30.
4. Роде А.А. Почвоведение. М-Л.: Гослесбумиздат, 1955.- 522с.
5. Тимофеев В.П., Кротова Н.Г., Болычева и др. Итоги экспериментальных работ в ЛОД ТСХА за 1862-1962 гг. - М.: ТСХА, 1964. - 517 с.
6. Ягодин Б.А., Дерюгин И.П., Жуков Ю.П. и др. Практикум по агрохимии. - М.: Агропромиздат, 1987,-511с.
7. Ягодин Б.А., Жуков Ю.П., Кобзаренко В.И. Агрохимия. - М.: Колос, 2002 - 532 с.
8. Alriksson A. Afforestation of Farmland Soil changes and the uptake of heavy metals and nutrients by trees. PhD thesis, Silvestria 57, SLU, Uppsala, 1998, pp. 4-5.
9. Anderson C., Deram A., Petit D., et al. Induced hyperacumulation: metal movement and problems. Trace elements in soil bioavailability, flux and transfer. CRC Press LLC, 2001, pp. 63-75.
10. Assadian N. and Fenn L. B. Rhizosphere Chemical changes enhance heavy metal absorption by plants growing in calcareous soils. Trace elements in the rhizosphere. CRC Press LLC, 2001, pp. 43-60.
11. Baker AJM, McGrath et al. Metal hyperaccumulator plants: a review of the ecology and physiology of a biochemical resource for phytoremediation of metal-polluted soils. In Phytoremediation of Contaminated Soil and Water. Eds. N Terry, G Banuelos and J Vangronsveld. Lewis Publishers, Boca Raton, FL, USA, 2000, pp. 85-107.
12. Brooks R.R. Geobotany and hyperaccumulators. In Plants that Huperaccumulate Heavy metals. Ed.
Brooks R.R. CAB International, Wallingford, UK, 1998, pp. 55-94.
13. Courchesne F. et al. Soid phase fractionation of metals in the rhizosphere of forest soils. Trace elements in the rhizosphere. CRC Press LLC, 2001, pp. 189-206.
14. Fahey T.J. and Hughes J.W. Fine roots dynamics in a northern hardwood forest ecosystem, Hubbard Brook Experimental Forest, NH. J. Ecol. 1994, 82, pp. 533-548.
15. Fisher P.R., Wik R.M., Smith, Pasian C.C. Correction deficiency in Calibrachoa grown in a container medium at high pH// Horttechnology. 2003, 13(2),pp.308-313.
16. Fobes E.A., Posner A.M. and Quirk J.P. The specific adsorption of divalent Cd, Co, Cu, Pb and Zn on goethite. J. Soil Sci. 1976, 27, pp. 154-166.
17. Gadde R.R. and Laitinen H.A. Studies of heavy metal adsorption by hydrous iron and manganese oxides. Anal. Chem. 1974,46, pp. 2022-2026.
18. Gobran G.R. and Clegg S. A conceptual model for nutrient availability in the mineral soil-root system. Can.J. Soil Sci. 1996, 76, pp. 125-131.
19. Gobran G.R, Clegg S. and Courchesne F. The rhizosphere and trace element acquisition in soils fate and transport of heavy metals in the vadose zone. CRC Press LLC, 1999, pp. 225-250.
20. Galimska-Stypa R.., Beczek D. Udzial bakterii gle-bowych w immobilizacjikadmu w obecnosci syntetycznych ligandow kompleksujacych // Biologicznie aktywne metabolity drobnoustrojow w glebie: pozytki i zagrozenia. Sobotka Gorka, 1996. P.50.
21. Greger M. Salix as phytoextractor. In Proc. 5 111 Intern. Conf. On The Biogeochem. Of Trace Elements; Vienna ’99, 1999.
22. Jarvis M.P., Leung D.W.M. Chelated lead transport in Pinus radiata: an ultrastructural study // Environmental and Experimental Botany. 2002, 48, pp. 21-32.
23. Jiang X.J., Luo Y.M., Zhao Q.G., Baker A.J.M., Christie P., Wong M.H. Soil Cd availability to Indian mustard and environmental risk following EDTA addition to Cd-contaminated soil // Chemosphere. 2003, 50(6), pp.813-818.
24. Kinniburgh D.G., Jackson M.L. and Syers J.K. Adsorption of alkaline earth transition and heavy metal cations by hydrous oxide gels of Fe and Al. Soil.Sci.Soc.AmJ. 1976,40, pp. 796-799.
25. Larbi A., Morales F., Abadia A. Effects of Cd and Pb in sugar beet plants grown in nutrient solution: induced Fe deficiency and growth inhibition // Functional plant biol. 2002, 29(12), pp. 1453-1464.
26. McGrath S.P., Zhao F.J., Lombi E. “Plant and rhizosphere processes involved in phytoremediation of metal -contaminated soil. Plant and soil. 2001, 232, pp. 207-214.
27. McGrath S.P., Zhao F.J.,Dunham S.J.Containts to the growth and metal uptake by hyperaccumulator plants. In Proc. 5 th Intern. Conf. On The Biogeochem. Of Trace Elements; Vienna ’99, 1999, pp. lOrll.
28. Molas J. Changes of chloroplast ultrastructure and total chlorophyll concentration in cabbage leaves caused by excess of organic N: (II) complexes // Environmental and experimental botany. 2002, 47, pp.l 15-126.
29. Neet K.E., Furman T.c., Huestor W.E. Activation of yeast hexokinase by chelators and the enzymic slow transition due to metal-nucleotide interactions // Arch. Biochem. Biophys. 1982, 213, pp.14-25.
30. Puschenreiter M., Stager G., Lombi E., et al. “Phytoextraction of heavy metal contaminated soils with thlaspi goesigense and Amaranthus hybridus: Rhizosphere manipulation using EDTA and ammonium sulfate”// Plant Nutr. Soil Sci. 2001, 164, pp. 615-621.
31. Robinson B.H., Leblanc A., Petit D., et al. The potential of Thlaspi caerulescens for phytoremediation of contaminated soils. J. Plant Soil. 1998, 203, pp. 47-56.
32. Sahi S.V., Braynt N.L., Sharma N.c., Singh S.R. Characterization of lead hyperaccumulator shub, Sesbonia drummondi//En\. Sci & technology. 2001, 36(21), pp.4676-4680.
33. Salt D.E., Blaylock M., Kumar N.P.B.A., et al. Phytoremediation: a novel strategy for the removal of toxic metals from the environment using plants. Biotechnology. 1995, 13(5), pp.468-474.
34. Schmitt D., Frimmel F.H. Ligand exchange Rate of metal-Nom complexes by EDTA // Environmental science and pollution research. 2003,10 (1), pp.9-12.
35. Shen G.S., Li X. D., Wang C.C., Chen H.M., Chua H. Lead phytoextraction from contaminated soil with high-biomass // J. of Environ. Qual. 2002, 31(6), pp. 1893-1900.
36. Sparks D.L. Environmental soil chemistry. Academic Press. Inc . 1995,267 pp.
37. Sposito G. The chemistry of soils. Oxford Univ. Press, New York, 1989, pp. 36-37.
38. Tissier A., Campbell P.G.C., Bisson M. Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace-metals // Anal. Chem. 1979, 51, pp. 844-851.
39. Uren N.C. and Reisenauer H.M. The role of nutrient exudates in nutrient acquisition. Plant Nutr. 1988, 3, pp. 79-114.
40. Wenzel W.W., Unterbrunner R., Sommer P. & Sacco P. Chelate assisted phytoextraction using candola (Brassica napus L) in outdoors pot and lysimeter experiments // Plant and soil. 2003, 249, pp.83-96.
41. Wu L.H., Luo Y.M., Christie P., Wong M.H. Effects of Edta and low molecular weigh organic acids on soil sollution properties of a heavy metal polluted soil // Chemosphere. 2003, 50(6), pp. 819-822.
ДИФФУЗИОННО-АДСОРБЦИОННЫЕ ПОТЕНЦИАЛЫ В ПОЧВАХ И ИХ ИЗМЕРЕНИЕ
Г.Н. ФЕДОТОВ, доцент кафедры химии и биотехнологии МГУЛа, к. х.
Д.В. ЖУКОВ, студент факультета МХТДМГУЛа,
А.И. ПОЗДНЯКОВ, профессор факультета почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова, д. б. н.
К настоящему времени выполнено достаточно большое число работ и накоплен значительный экспериментальный материал по естественным электрическим полям (ЕЭП) в почвах [1-5].
Анализ полученных результатов позволяет отметить следующие закономерности возникновения этих полей.
1. Эллювиальные горизонты дерново-подзолистых почв, солонцов и светло-каштановых почв имеют более высокие значения электрических потенциалов по сравнению с иллювиальными.
2. Потенциалы иллювиальных горизонтов светло-каштановых почв выше потенциалов солонцовых горизонтов.
3. Сухие почвы имеют более высокий потенциал по сравнению с влажными.
4. Почвы, ППК которых заполнен преимущественно ионами кальция и магния, имеют более высокий потенциал по сравнению с почвами, в ППК которых больше одновалентных катионов.
Прежде чем анализировать эти закономерности рассмотрим, что из себя представляет процесс измерения разности потенциалов (РП) в почве. Помещаемый при из-
