Фитотоксичность лежалых отходов цианирования золотосодержащей руды на территории накопленного экологического ущерба

гионах страны сформировались территории (объекты) накопленного (прошлого) экологического ущерба (вреда) [Соловьянов, 2015], которые небезопасны для природы и людей в настоящее время.

Лежалые отходы цианирования сульфидных руд, представляющие собой многотоннажные массы отвальной пульпы, отделяемой после извлечения золота, являются источником хронического (пролонгированного) загрязнения окружающей среды, деградации природных экосистем [Руководство …, 2011]. Согласно Приказу Росприроднадзора № 193 они входят в список объектов с отягощённым прошлым [Об утверждении …, 2012]. Их вредоносный характер выражается в формировании экологически опасных ореолов и потоков рассеивания, негативно влияющих на состояние и метаморфизацию экосистем [Александрова, 2008]. Предотвращению создания интенсивных литохимических ореолов загрязнения экосистем отходами золотодобычи и переработки в настоящее время уделяется большое внимание за рубежом (Канаде, США, Индонезии, других странах). Россия не исключение, в техногенное загрязнение вовлечены уникальные горные территории Полярного и Южного Урала, Западной и Восточной Сибири, Якутии и Дальнего Востока, Хакассии и Горного Алтая, где природные экосистемы чрезвычайно ранимы и трудно восстановимы.

Негативное влияние лежалых отходов сульфид-содержаших руд на экологию природной среды действует долговременно, поскольку их минеральная часть расслаивается (дифференцируется) в обстановке протекания окислительных процессов, образуются геохимические барьеры, формируются потоки кислого дренажа с высокими концентрациями металлов и металлоидов [Бортникова и др., 2006; Bortnikova et al., 2011; 2012]. В то же время технологические реагенты, в том числе цианиды (NaCN, KCN, Ca(CN) 2 ), длительно сохраняющиеся в толще отходов, подвергаются гидролизу, вступают во взаимодействие с кислотами, образуя синильную кислоту [Александрова, Липина, 2010]. Её образованию может способствовать серная кислота, пополнение которой обеспечивается за счёт микробиологического аэробного и анаэробного окисления. Нужно признать, что ранее технологические процессы обезвреживания цианидов до предельно допустимых значений не проводились в отличие от современных технологий цианирования руд. Повышенные концентрации цианидов в отвальной пульпе наиболее вероятны при золотодобыче сульфидсодержащего медистого сырья. Во-первых, вкрапленное в сульфидные минералы золото прочно с ними связано, что обусловливает использование повышенных концентраций цианидов для растворения металла. Во-вторых, в рудах категории «Б» попутным ценным компонентом может быть медь, которая рассматривается как вредная примесь, осложняющая процесс извлечения золота, хотя её получение в виде соответствующих товарных продуктов экономически оправданно.

Процесс осаждения золота из растворов осложняет переходящая в растворы медь, в том числе наиболее распространенными методами: цементацией на цинковую пыль и сорбцией на активированный уголь (варианты CIP, CIL), отчего расход цианидов возрастает [Лодейщиков, 2011]. Поэтому переработка медистых золотых руд с применением процесса цианирования представляет одну из главных проблем золотодобывающей промышленности XXI в. во всём мире. Естественное биоосвоение складированных отходов идёт чрезвычайно медленно, вокруг них регистрируются «мертвые» зоны, которые трудно поддаются рекультивации и ревегетации.

Однако улучшение экологии в местах долговременного складирования отходов, как и продуктов обогащения – концентратов, вызывает большую полемику, поскольку они представляют экономическую привлекательность из-за присутствия промышленно значимых концентраций ценных металлов и металлоидов, ибо былые технологии их извлечения ориентировались на 1–2 компонента. В свою очередь, современные природоохранные и социальные запросы требуют снижения экологической нагрузки от техногенного загрязнения, что обусловливает поиск разных технологий создания защитных покрытий лежалых отходов, в том числе путём задернения и залесения.

Цель нашего экспериментального исследования заключалась в определении фитотоксичности отходов и почв на территории накопленного экологического вреда, в связи с вековым пребыванием отходов цианирования золотосодержащих сульфидных руд на дневной поверхности в Кемеровской области, и возможностью её снижения с участием сидеральных растений как потенциальных фитомелиорантов.

Объекты и методы исследований

Отбор образцов для биологического и химического анализов был осуществлён с отвала лежалых отходов цианирования золотосодеражащих руд (с прошлого века) и почв вокруг него. Отвал расположен в 300 м от жилых построек пос. Урск (Кемеровская область), отделён от него естественным берёзовым лесом, сформирован в 30–40-е годы прошлого века при отработке Белоключевского месторождения, типичен для территории золотодобычи в сибирском регионе. Описание отвала и информация об его составе приведены ранее [Bortnikova et al., 2019]. Данное месторождение Урского рудного поля характеризуется нахождением золота в серноколчеданной, колчеданно-полиметаллической, прожилково-вкрапленной медно-цинковой руде.

Для анализов были отобраны пробы отходов и прилегающих к нему почв. Пробы взяты из верхнего 20-сантиметрового слоя. Химический анализ предварительно высушенных и затем растертых проб осуществлялся методом ИСП-МС на масс-спектрометре высокого разрешения ElanDRC-e в химико- аналитическом центре «Плазма» (ООО «ХАЦ «Плазма»), г. Томск. Для этого использовали стандартную методику НСАМ № 480-Х. Повторность определения химических элементов 3-кратная. В работе приведены средние арифметические данные, стандартные ошибки которых не превышают 10%. Биологические анализы выполнены в ИПА СО РАН, г. Новосибирск. Они предусматривали фитотестирование загрязнения с использованием овса посевного – Avena sativa, а также Sinapsis alba и определение развития азотобактерии – Azotobacter chroococcum, как показателя биологической активности отходов производства. Овёс и азотобактер входят в список показателей оценки эколого-гигиенической опасности отходов производства [МР 2.1.7.2297-07]. Фитотестирование отходов на семенах растений является обязательным, поэтому мы руководствовались данным нормативным документом, в котором сообщается также, что овёс даёт наиболее стабильные и воспроизводимые данные по сравнению с семенами других культур (пшеница, морковь и др.). Для определения всхожести семян и морфометрических показателей овса нами была увеличена повторность с 3 до 5, количество семян, как и в случае с горчицей составляло 25 в каждой чашке Петри. Для исследований были использованы семена, приобретённые в фирме «Агрос», с действующим сроком годности. Наш выбор овса и горчицы основывался также на том, что оба растения нашли ранее широкое применение в сельскохозяйственной практике, как сидеральные культуры, благодаря набору фитомелиора-тивных «услуг». Овёс способен снижать кислотность в среде обитания, повышать содержание доступных элементов в корнеобитаемом слое. Благодаря фитосидерофорам он толерантен к ряду тяжёлых металлов. Овёс продуцирует органические кислоты жирного ряда, авеноцины, тритерпеновые кислоты, обеспечивающие устойчивость к фитопатогенам [Павловская и др., 2012; Солохина, 2013; Лушников, 2019]. Горчица более прихотлива к кислотности и содержанию биогенного азота, но, как и овёс, синтезирует ряд схожих по составу органических кислот, обеспечивающих ей устойчивость к вредителям и возбудителям болезней.

Определение встречаемости азотобактера в отходах и почве проводили традиционным методом. Для выявления характера роста колоний бактерии использовали среду Эшби, для определения скорости роста бактериального ореола вокруг комочков мелкозёма применяли программу Corel.

Полученные результаты статистически обрабатывались с помощью компьютерных программ.

Результаты и их обсуждение

Установлено, что в контроле (на воде) всхожесть семян овса была максимальной – 87.2±2.8% через 3-е сут. На отвале семена овса взошли только в вершинной части (проба № 20), составив 24.5±6.0

% за тот же срок. В вариантах с почвенными пробами (пробы № 22, 23) всхожесть семян овса была в 3.3 раза ниже контрольного значения (рис. 1) и не превысила 26.4±5.6%, что свидетельствует о загряз- нении почв.

Субстрат*сутки; LS Means

Current effect: F(6, 48)=,21112, p=,97157

Effective hypothesis decomposition

Vertical bars denote 0,95 confidence intervals

сутки

Субстрат

Контроль

° Субстрат

• Субстрат

ZTZ Субстрат

№ 20

№ 22

№ 23

Рис. 1 . Всхожесть семян овса в течение 3 сут.

В свою очередь, семена горчицы не взошли ни в одной пробе с отвала. В других вариантах (контроль, почва) всхожесть составила 75 и 76% соответственно.

Анализ морфометрических данных овса выявил подавление роста корней в вершинной части отвала (рис. 2) по сравнению с контролем. В почвенных вариантах длина корней была близка к контролю. Эффект торможения корней обнаружен и у горчицы в почвенных пробах. Но по сравнению с овсом они были длиннее, что, вероятно, объясняется видовой особенностью растений.

Рис. 2 . Длина корней проростков овса и горчицы

Ростки овса на отвале, как и корни, уступали по высоте контрольному варианту (рис. 3). Но в почвенных вариантах высота проростков овса, а также и горчицы, превышала контроль.

Что касается весовых показателей, то на отвале наблюдалось снижение веса корней овса в 2.4 раза по сравнению с контролем, в то время как ростков – в 1.1 раза (табл. 1). В почвенных пробах вес корней овса, наоборот, увеличился в 1.5–1.7 раза, но вес ростков снизился по сравнению с контролем, либо оказался близким к нему. Корни горчицы отреагировали иначе. Их вес был практически одинаковым во всех вариантах, но вес ростков превышал контрольный вариант. Вместе с тем, суммарный вес корней ростков овса превышал таковой горчицы (рис. 4).

Least Squares Means (some means not estimable) Effective hypothesis decomposition

Vertical bars denote 0,95 confidence intervals

Рис. 3 . Высота ростков овса и горчицы

Рис. 4 . Сухой вес (мг) проростков горчицы и овса в условиях техногенного загрязнения

Не исключено, что в период автотрофного питания проростков в варианте с веществом отходов и почвой позитивное влияние оказали метаболиты жизнедеятельного азотобактера (продуцента биогенного азота, ростовых веществ и хелатов).

Таблица 1

Вес корней и ростков овса и горчицы, мг

Условия роста (№ пробы)	Растение	Вес	M	σ	υ, %	Доверит те	льный ин-рвал	НСР р≤0,05
						-95.00	+95.00
H 2 O	Овёс	Корень	48	17.9	37	25.8	70.2	22.2
		Росток	72	26.8	37	38.7	105.3	33.3
	Горчица	Корень	9.6	2.7	28	2.9	16.33	6.7
		Росток	35.9	7.7	21	16.7	55.1	19.2
№ 20	Овёс	Корень	20	10	50	7.6	32.4	12.4
		Росток	66	50.3	76	3.5	128.5	62.5
№ 22	Овёс	Корень	82	24.8	30	51.1	112.9	30.9
		Росток	58	21.7	37	31.1	84.9	26.9
	Горчица	Корень	9.8	1.7	17	5.7	13.9	4.1
		Росток	39.3	5.6	14	25.4	53.2	13.9
№ 23	Овёс	Корень	70	43	61	16.6	123.4	53.4
		Росток	76	30.5	40	38.1	113.9	37.9
	Горчица	Корень	9.5	1.2	13	6.4	12.5	3.1
		Росток	40.1	7.3	18	22.1	58.2	18.1

Таблица 2

Рост азотобактера вокруг комочков мелкозёма на среде Эшби

Место отбора образца	S объекта	M	σ	υ, %	Доверительный интервал		НСР р≤0.05
					-95.00	+95.00
Вершина отвала	Мелкозём	4.71	0.61	14	4.61	4.82	0.10
	Ореол	16.75	3.27	20	16.22	17.28	0.53
Подножье отвала	Мелкозём	4.12	0.76	18	4.0	4.24	0.12
	Ореол	15.57	1.86	12	15.27	15.87	0.30
Почва около от-	Мелкозём	3.42	0.62	18	3.32	3.52	0.10
вала, 20 м	Ореол	3.52	0.53	15	3.43	3.60	0.09
Почва около от-	Мелкозём	3.48	0.45	13	3.41	3.55	0.07
вала, 40 м	Ореол	3.02	0.33	11	2.97	3.07	0.05

Встречаемость азотобактерии во всех вариантах была 100%-ной. Однако её рост на среде Эшби в почвенных пробах регистрировался через 2-е сут., а в пробе отвала – через 4 сут.к (табл. 2). При этом, ореол роста бактерии вокруг мелкозёма различался по скорости формирования. Так, в пересчёте на 1мм2 вещества отходов с вершины отвала площадь ореола была равна 3.56 мм2, и отобранного с нижней части отвала – 3.78 мм2, в то время как в почвах 1 мм2 мелкозёма обеспечивал рост ореола лишь площадью 0.86–1.0 мм2,; то есть скорость размножения клеток была разной, деление клеток на отвале шло быстрее, чем в почве, но на отвале молодые подвижные клетки быстро переходили в пассивное состояние, поэтому характер роста суточных колоний отличался от такового почвенного обитателя.

Колонии азотобактера с отвала были компактными, плотными с экзопигментацией, а колонии почвенного обитателя имели ризоидно-мицелиаль-ный рост с ослизнением. При этом молодые клетки делились постоянно, передвигаясь к краям чашки Петри. Такое поведение бактерии объясняется, вероятно, хемотаксисом – азотобактер способен проявлять двигательные реакции, мигрируя от источника загрязнения в противоположную сторону.

Экзополисахариды, очевидно, способствовали поддержанию активного состояния молодых клеток и перемещению их на удалённое от мелкозёма расстояние.

Коллективное движение обнаруживают разные виды бактерий. В стрессустойчивости некоторых из них могут участвовать полиамины [Нестерова и др., 2017]. В микробиологической литературе известны факты изменчивости роста и морфологии стрептомицетов и бацилл под влиянием гербицидов, химических и физических мутагенов. Отмечалась смена мицелиального роста микромицетов на шарообразный в производстве антибиотиков. Поэтому атипичный рост азотобактера на исследованной нами территории накопленного экологического вреда, скорее всего, не артефакт. Такая стратегия грамотрицательной бактерии обеспечивает ей сохранность в неблагоприятных условиях развития.

Жизнеспособные микроорганизмы выявлены ранее в шламах железной руды и в золошлаковых отходах Кузбасса [Артамонова и др., 2011], лежалых отходах обогащения сульфидных медно-цинковых руд в Уральском регионе [Черкасова и др., 2012], в отходах цианирования руд в Европе [Feketova et al., 2016]. Есть свидетельства активности жизнедеятельной микрофлоры в техногенных субстратах хвостохранилищ железной руды в Курской области [Пигарева, Абакумов, 2015], в отвалах вскрышных и вмещающих пород антрацита [Артамонова, Бортникова, 2018]. Интересно, что в отходах цианирования обнаружены также орибатиды – панцирные клещи [Feketova et al., 2016], которые участвуют в транспортировке конидий и гиф мик-ромицетов, спор и клеток бактерий, а также в формировании детрита, тем самым выполняя важную экологическую роль. Эти обитатели горных тундр, альпийских и гольцовых экосистем [Леонов, 2019] не исключены и в техногенных минеральных отходах. Но их присутствие и участие в высвобождении биогенных элементов, как и в активизации биотического круговорота, требует подтверждения, проведения дополнительных исследований.

Химический анализ проб подтверждает присутствие экотоксикантов в отвале и в прилегающих почвах (табл. 3). В субстрате из верхней части отвала, где обнаружена всхожесть семян овса, но отсутствовала таковая у горчицы, были превышены кларковые значения Cu, Zn, Pb, Cd, Hg, As, Sn, Se, Sb, Te, Bi. В почве обнаружен схожий состав химических элементов, которые тоже превзошли их кларки, что обусловлено многолетней близостью расположения почв к отходам. Сами отходы оказались колонизированы азотобактером прилегающих почв, который адаптировался к токсикантам и, будучи токсобным, размножался, пополняя микробный пул. Это следует рассматривать как позитивный момент в повышении биогенности отходов.

Таблица 3

Максимальные значения химических элементов в лежалых отходах и прилегающих почвах: Fe в %, Mn–Bi – в г/т

Элемент	Кларк в земной коре, мг/кг [Виноградов, 1962]	Max кол-во на отвале	Вершина отвала	Почва
Fe	4.5	24.6	5.48	2.9
Mn	1000	750	320	56
Co	18	7.1	1.1	0.74
Cu	47	1100	91	54
Zn	83	120	110	45
Cd	0.13	0.6	0.53	0.10
Pb	16	2500	960	120
Hg	0.083	106	106	44
As	1.7	680	200	66
Sn	2.5	11	3.1	1.8
Se	0.05	86	78	12
Sb	0.5	716	280	5.4
Te	0.001	38	9.4	1.2
Bi	0.009	31	31	3.8

Заключение

Таким образом, испытанные отходы цианирования золотосодержащих сульфидных руд токсичны для овса и горчицы. Наиболее устойчивым в период гетеротрофного и автотрофного питания к негативному воздействию техногенного субстрата оказался овёс, но и он оказался жизнестойким лишь на вершине отвала. Семена горчицы не взошли ни в одной пробе. На фитотоксичность влияли экотоксиканты, присутствующие в количествах, превышающих мировые кларки. Почвы, прилегающие к отвалу отходов, техногенно загрязнены, в них обнаружено высокое содержание схожего набора металлов и металлоидов, превысившее их кларковые значения. Однако в их присутствии семена овса и горчицы всходили, вес проростков овса превосходил контрольный вариант, вес проростков горчицы оказался близким к контролю. Такой реакции растений способствовала буферность почв и присутствие азотобактера, который обнаружен и на отвале отходов. Повсеместная встречаемость азотобактерии свидетельствует о её токсобности на территории накопленного экологического вреда. Стратегия развития азотобактерии в отходах и в почве разная, но и в той, и другой среде обитания азотобактер участвует в пополнении биогенной массы, в том числе азотсодержащей, что особенно важно для роста растений. Мы полагаем, что испытанные сидеральные культуры и токсобные штаммы азотобактера могут оказаться функционально активнее после планирования отвалов и проведения химической мелиорации субстрата. Мульчирование и запахивание наземной массы обеспечит повышение биоген-ности верхней толщи отходов, улучшение её жиз-непригодности для фитопоселенцев. Травостой снизит распространение экотоксикантов в окружающую среду, в том числе на прилегающие природные экосистемы, в частности, почвенные, пострадавшие от многолетнего загрязнения.

Работа выполнена в рамках государственных заданий ИПА СО РАН и ИНГГ № 0331-2019-0031 по бюджетному финансированию Министерства науки и высшего образования Российской Федерации, частичной финансовой поддержке РФФИ (грант № 19-29-05086 мк).