Оценка экологического риска в связи с накоплением тяжёлых металлов в почвах городских лесов

Одной из важнейших задач, стоящих перед прикладным почвоведением, является прогноз состояния почвенного покрова техногенных территорий. При этом особенно важна корректная оценка последствий вероятного загрязнения почв токсиче- скими веществами, в том числе тяжёлыми металлами (ТМ), в концентрациях, вредных для живых организмов. Угроза отрицательных изменений в окружающей природной среде или их отдалённых неблагоприятных последствий называется экологическим риском. Основной методический приём, используемый в работах по оценке экориска, – сопоставление реальной и критической нагрузки за-

грязняющих веществ [Овчинникова, 2003; Макаров, Макаров, 2016]. ТМ, прежде всего те, чьи концентрации попадают в категорию опасных, вызывают пристальный интерес почвоведов, экологов, биологов. В списке, составленном Агентством по токсическим веществам и регистрации болезней (The Agency for Toxic Substances and Disease Registry – ASTDR) совместно с Агентством по защите окружающей среды (Environmental protection Agency – EPA), 1-, 2-, 3- и 7-е места среди самых опасных токсикантов занимают As, Pb, Hg, Cd соответственно [Квеситадзе и др., 2005].

В почву большинство из них попадают с выхлопными газами транспортных средств, с отходами сточных вод, пестицидами, удобрениями, аэрогенными осадками предприятий. В Пермском крае, как в промышленно развитом регионе, имеющем также высокую транспортную нагрузку, в почвах накапливаются Pb, Cd, Zn, Cu, Cr и другие ТМ [Ворончихина, Запоров, 1998; Еремченко, Москвина, 2005; Васильев, Чащин, 2011; О состоянии …, 2014].

Поглощение и распределение ТМ по формам соединений – основа устойчивости почв к внешнему химическому воздействию [Мотузова, 1999], основа барьерной функции почв в экосистеме [Минкина, Мотузова, Назаренко, 2009; Minkina et al., 2010]. Аккумуляция ТМ зависит от состава почвенного раствора, гранулометрического состава почв и входящих в него фракций ила и физической глины [Антоненко и др., 2012; Манджиева и др., 2012]. Установлено [Минкина и др., 2012], что прочность фиксации Cd в почвах техногенных ландшафтов обусловливается преимущественным вкладом гидрооксидов железа и органического вещества. Важную роль играют гумусированность почв, произрастающие растения, метаболическая активность почвенных микроорганизмов [Ильин, Сысо, 2001]. При этом почвы способны сохранять (до известного предела техногенного воздействия) нормальное функционирование, что реализуется за счет взаимодействия буферных систем, поддерживающих определённую концентрацию ионов водорода, то есть определённую кислотность среды. Буферность почв по отношению к ТМ зависит от кислотно-основных, ионообменных, окислительновосстановительных свойств, от качества и количества органических веществ, прочности поглощающего комплекса и других показателей. Буферная ёмкость почв – количество загрязнителя, которое почва может поглотить без заметных отрицательных последствий для неё. Способность почвы противостоять химическому воздействию, рассматриваемая как устойчивость, – важнейшее её свойство, определяющее уникальные экологические функции [Мотузова, 2000, 2012; Устойчивость почв …, 2018].

Доказано, что для каждого типа (подтипа) почв существует свой предел устойчивости. В почвах, обладающих буферной способностью, концентра- ция ТМ в растворе изменяется медленно. При поступлении высоких (избыточных) количеств ТМ большая часть их прочно фиксируется, опасность загрязнения растений, произрастающих на таких почвах, снижается [Глазовская, 1997; Горбовская, 2006; Мотузова, 2012]. При одинаково высоком общем содержании загрязняющих веществ в почвах состояние растений ухудшается в том случае, когда эти соединения им доступны. Если доступность ограничена, растения могут не проявлять признаков угнетения.

В качестве критериев определения величины критической нагрузки (экологической нормы воздействия) используют момент перехода загрязнителя из почвы в растения, при котором его концентрация не превышает ПДК для пищевых продуктов [Овчинникова, 2003]. Однако следует отметить, что превышение ПДК химических элементов является лишь косвенным показателем. Почва может быть сильнозагрязненной, но нетоксичной или слаботоксичной и, наоборот, слабозагрязненной, но сильно токсичной. Кроме того, негативное действие одних компонентов может быть нейтрализовано или усилено присутствием других. Поэтому в последние годы зарекомендовал себя показатель интегральной токсичности, который определяют биотестированием – по реакции живых организмов. Определение степени опасности их сред обитания данным способом оперативно и доступно.

Чувствительность растений к экзогенному химическому воздействию проявляется в ростовых и морфологических характеристиках [Бакина и др., 2004; Маячкина, Чугунова, 2009; Лисовицкая, Терехова, 2010; Терехова, 2011; Бардина и др., 2014; Николаева, Терехова, 2017]. В качестве критерия экологической нормы воздействия техногенных загрязнений Е.Л. Воробейчик, О.Ф. Садыков, М.Г. Фарафонтов [1994] предложили использовать зависимость между дозой загрязнения и биотическим откликом.

Фитотестирование лежит в основе метода оценки токсичности почв, устойчивости их к загрязнению [Колесников и др., 2010; Тимофеев, Терехова, Кожевин, 2010]. Однако оценка почвенной устойчивости к воздействию ТМ в настоящее время до конца не разработана [Глазовская, 1997; Горбовская, 2006; Мотузова, 2012]. Предполагается, что почва, сохранившая на фоне загрязнения свои экологические функции по обеспечению роста и развития растений, будет более устойчивой, чем загрязнённая почва, на которой растения заметно снизили биометрические показатели.

Знания об уровне устойчивости почв необходимы для нормирования антропогенной нагрузки, не понижающей их способности к выполнению экологических функций.

Целью наших исследований было определение устойчивости песчаных почв ООПТ г. Перми и последствий продолжающегося их загрязнения свинцом и кадмием. Ранее был разработан способ оценки токсичности и биологической активности почв и почвогрунтов [Еремченко, Митракова, 2017], который мы использовали в настоящем исследовании.

Объекты и методы исследований

В границах г. Перми находятся охраняемые ландшафты, представляющие собой лесные участки, в большей степени, коренных сосновых боров. К ним относятся расположенный на I и II надпойменных террасах левобережья р. Камы ООПТ «Черняевский лес», а на нижних камских террасах правого берега – ООПТ «Закамский бор», «Верх-некурьинский», а также «Сосновый бор» [Бузмаков и др., 2012]. Городские леса вследствие развитой контактирующей поверхности интенсивно задерживают аэрозольные формы ТМ. Сосновые боры Прикамья произрастают на слабо дифференцированных почвах песчаного гранулометрического состава – псаммозёмах и серогумусовых почвах [Еремченко, Митракова, Липин, 2017], сформировавшихся на древнеаллювиальных отложениях.

Оценка экологического риска последствий тяжёлометального загрязнения для биоценозов городских ООПТ крайне важны, поскольку лёгкие почвы характеризуются наименьшей буферностью к загрязнению ТМ.

В этой связи, объектом нашего внимания были серогумусовые почвы. Свойства серогумусовых почв ООПТ «Черняевский лес» изучали в 5 разрезах по генетическим горизонтам, в пробах определяли:

• •    содержание органического углерода – по методу Тюрина;

• •    рН вод и рН сол – потенциометрическим методом;

• •    сумму оснований в кислых почвах – по Каппену – Гильковицу;

• •    гидролитическую кислотность – титриметрическим методом по Каппену;

• •    ёмкость катионного обмена рассчитали по сумме оснований и гидролитической кислотности;

• •    общее содержание тяжёлых металлов – методом РФА-СИ для твёрдых проб;

• •    подвижность Cu, Pb, Cd, Zn (в профиле почв и в загрязнённых почвенных пробах после выращивания кресс-салата) – ионоселективным методом на иономере «Экотест».

Для изучения устойчивости почв к Pb и Cd был заложен лабораторный опыт по выращиванию кресс-салата на почве, предварительно загрязнённой металлами. Использованы смешанные пробы серогумусовых горизонтов (0–10 см) из 5 почвенных разрезов. Дозы загрязнения были предварительно рассчитаны относительно их ориентировочно-допустимых концентраций (ОДК). В песчаных и супесчаных почвах ОДК составляют: для Cd – 0.5 мг/кг, для Pb – 32.0 мг/кг [Ориентировочно допустимые …, 2017]. Исходя из этого, в почвенные пробы были внесены: Pb(CH 3 COO) 2 и Cd(CH 3 COO) 2 из расчета Pb и Cd 0.01; 0.02; 0.1; 0.25; 0.5; 0.75; 1.0 ОДК.

Оценка токсичности и биологической активности почв проводились согласно патенту по реакции кресс-салата [Еремченко, Митракова, 2017]. При этом следует отметить, что почвы, загрязнённые Pb из расчета 0.1 ОДК и выше, стали токсичными настолько, что всходы кресс-салата, как биотеста, не появились. В качестве тест-контроля использовались растения, выращенные на вермикулите. Замеры высоты и массы наземной части 7-дневных проростков кресс-салата проводились в 25-кратной повторности.

Серогумусовые песчаные почвы характеризовались сильнокислой реакцией среды и невысоким содержанием гумуса. В серогумусовом горизонте при низкой ёмкости поглощения (10–13 мг-экв/100 г) доля обменного Ca и Mg составляла всего 0– 12% (табл. 1).

Таблица 1

Свойства серогумусовых песчаных почв (среднее ± ошибка)

Горизонт	Глубина взятия, см	Повторность	Гумус, %	рН вод	рН сол	Сумма оснований, мг-экв/100 г	Гидролитическая кислотность, мг-экв/100 г
AY	0–10	5	4.88±0.63	5.07±0.24	3.95±0.15	2.00±1.36	7.99±1.36
AYC	12–22	5	1.61±0.40	5.26±0.20	4.13±0.08	0	4.00±0.74
С	100–110	5	-	5.98±0.27	4.40±0.05	0	1.11±0.25

Результаты и их обсуждение

Поскольку первоисточником химических элементов для почв служат материнские породы, мы сравнили содержание ТМ в почвообразующих породах (древнеаллювиальные пески с глубины 100– 130 см) с их кларками в гранитном слое планеты (рис. 1). Оказалось, что по большинству элементов (V, Mn, Ni, Zn, Zr, Mo, Cd, Sn, Pb) пески отлича- лись пониженным уровнем их содержания. Одновременно обнаружено превышение кларков по Cr и Cu, что типично для приуральского рудного региона. Количество стронция находилось на уровне кларка в гранитах.

Следует сказать, что почвообразование и современное техногенное загрязнение могут существенно изменять химический состав почв, поэтому количество ТМ в верхних горизонтах почв ООПТ мы сравнили как с мировыми, так и региональны- ми кларками почв (рис. 2). По всем элементам, кроме Cu, исследуемые нами почвы характеризовались заметно пониженными показателями относительно кларков почв мира по Е.В. Склярову и др., [Интерпретация геохимических…, 2001], что, очевидно, обусловлено химизмом почвообразующих песков. По сравнению с региональными кларками [Копылов, 2013], почвы бедны микроэлементами, за исключением биогенного Мо.

Рис. 1 . Отношение между содержанием элемента в почвообразующей породе (с глубины около 1 м) к кларку в гранитном слое по А.А. Беусу, Л.И. Грабовской, Н.В. Тихоновой [1976]

Рис. 2 . Содержание ТМ в верхних горизонтах почв относительно:

1 – кларков почв мира по Е.В. Склярову и др. [Интерпретация …, 2001], 2 – относительно региональных кларков почв по И.С. Копылову [2013]

Коэффициенты радиальной дифференциации отразили миграцию, концентрацию и рассеивание химических элементов в почвенном профиле (рис. 3). Так, органогенному слою исследуемых почв присущи в несколько раз повышенное количество Mn, Ni, Zn, Mo, Cd, Sn и особенно Pb по отношению к почвообразующей породе, а также некоторая аккумуляция Cr и Cu. В гумусовых горизонтах выявлено накопление Mn, Zn, Mo, Cd, Sn, Pb. Аккумуляцию Zn, Sn, Pb и Cu в почвах и почвогрунтах г. Перми связывают с техногенным загрязнением [Еремченко, Шестаков, Москвина, 2016]. Однако нужно отметить, что органо-гумусовые горизонты может обогащать биогенными элементами на бедных микроэлементами почвах растительность, хотя вычленить долю участия биогенного фактора в обогащении песков такими элементами, как Mn, Zn, Mo, представляется маловероятным.

Рис. 3 . Коэффициенты радиальной дифференциации ТМ в профиле песчаных почв ООПТ «Черняевский лес»:

1 – органогенный слой, 2 – гумусовые горизонты, 3 – переходные минеральные горизонты, 4 – почвообразующая порода

Таким образом, при общем пониженном почвенно-геохимическом фоне на территории охраняемого ландшафта в органогенных и гумусовых горизонтах почв прослеживается некоторая аккумуляция ТМ, прежде всего техногенного происхождения. В то же время, уровень содержания ТМ в почвенных горизонтах не достигал ОДК (или при его отсутствии – ПДК) (рис. 4). Количество Mn и Cd в почвах оказалось в 5 раз меньше ПДК.

Рис. 4 . Содержание ТМ в гумусовых горизонтах по сравнению с ОДК (или при его отсутствии – ПДК):

1 – содержание в почве, 2 – ОДК или ПДК

Известно, что биодоступность ТМ зависит от типа почвы, уменьшается при повышении рН, наличии других металлов и хелаторов [Серегин, Иванов, 2001; Духовский и др., 2003; Багдасарян, 2005; Колесников, Спивакова, Казеев, 2011; Колесников и др., 2013]. В природных почвах Пермского края подвижность ТМ возрастала пропорционально усилению почвенной кислотности [Митракова, 2012]. В урбостратозёмах г. Перми подвижность ТМ была низкой из-за щелочной среды и –lg[Pb] колебался в пределах 8,8-8,0, –lg[Cu] – в пределах 9,5–6,7 [Митракова, Агафонова, 2017]. Но подвижность Cd была выше: –lg[Сd] = 7,1–6,2. В исследуемых нами почвах городского леса подвижность этих элементов была выше на порядок и более (рис. 5). Миграция ТМ в верхних горизонтах почв была наибольшей, с глубиной она уменьшалась, что вызвано понижением почвенной кислотности. Наиболее подвижным был Pb.

Рис. 5 . Подвижность ТМ в профиле серогумусовых почв (среднее по 5 разрезам), – lg [ТМ]

Н.В. Митраковой [2012] установлено, что токсическое воздействие загрязнения на тест-культуру проявилось при уровне подвижности Pb и Сd менее 6 (– lg [ТМ]), поэтому можно допустить, что в песчаных почвах, где подвижность Pb относительно высокая, металл может оказать негативное воздействие на состояние растений в верхних горизонтах.

Наше определение показало, что после выращивания растений на загрязнённых почвах миграция Сd заметно увеличилась при дозе 0.75 ОДК (0.37 мг/кг) и при внесении 1 ОДК (0.5 мг/кг) (рис. 6). Интересно, что Pb в серогумусовой почве оказался на порядок подвижнее, а по мере увеличения дозы загрязнителя его подвижность существенно возрастала. Следовательно, буферность почвы в отношении этого металла очень мала, так как каждое добавление в неё Pb по 0.32 мг/кг (0.01 ОДК) усиливало его подвижность.

Корреляционный анализ подтвердил зависимость подвижности ТМ от почвенной кислотности (табл. 2).

Таблица 2

Коэффициенты корреляции между подвижностью ТМ и свойствами почв ООПТ «Черняевский лес»

Элемент	pH вод	рН сол	Гидролитическая кислотность	Гумус
Pb	0,85	0,73	0,62	-0,18
Cu	0,76	0,64	0,51	-0,11
Zn	0,81	0,77	0,64	-0,23
Cd	0,86	0,79	0,67	-0,35

Примечание. Полужирным шрифтом выделены достоверные коэффициенты корреляции при уровне значимости

нулевой гипотезы р<0.05.

Рис. 6 . Изменение подвижности Сd и Pb при внесении в почву загрязнителей, –lg [TM]

На надземную часть проростков кресс-салата загрязнение действовало угнетающе, достоверно ингибируя их развитие. Так, на почвах, загрязнённых Cd из расчета 0.01 и 0.02 ОДК, отмечено почти одинаковое состояние растений. На фоне Cd 0.1 ОДК растения были почти в два раза ниже, чем на фоне 0.01 ОДК; одновременно снизилась масса надземной части растений (рис. 7). Фитотоксичность почв, загрязнённых Pb, проявилась при дозах 0.01–0.02 ОДК, а добавление свинца в дозе 3 мг/кг (0.1 ОДК) сделало почву настолько токсичной, что семена тест-культуры не проросли.

III

0,01          0,02           0,1            0,5             1

ОДК Cd

Рис. 7 . Высота и масса кресс-салата при загрязнении почвы Cd и Pb (относительно тест-контроля, %)

Согласно патенту [Еремченко, Митракова, 2017], при снижении показателей развития кресс-салата на 10–30% можно говорить, что состояние почвы или почво-грунта следует считать удовлетворительным; при снижении на 30–50% – неудовлетворительным; а при уровне снижения показателей на более чем 50% – считать экологически опасным. В нашем случае, снижение высоты и массы растений при загрязнении на уровне 0.01– 0.25 ОДК Cd и 0.01–0.02 ОДК Pb свидетельствует о неудовлетворительном экологическом состоянии почв (понижение в пределах 34–50%). В вариантах загрязнения выше 0.25 ОДК Cd показатели развития кресс-салата уменьшались более чем на 50%, что позволяет утверждать об экологически опасном состоянии почвы. Уровень загрязнения почв Pb в 0.1 ОДК также переводит почву в экологически опасное состояние, так как семена в ней не прорастают.

Информацию о токсичности почв ранее было рекомендовано уточнить на основе редокс-активности растительных экстрактов тест-культуры [Еремченко, Митракова, 2017]. При повышении редокс-активности растительного экстракта на 10–30% следует считать почву или почвогрунт умеренно токсичным; при повышении на 30–50% – сильно токсичным; а при уровне повышения показателя на более чем 50% – считать экологически опасными. В настоящей работе достоверное превышение относительно тест-контроля свидетельствует о токсичности почвенного объекта, вызывающей активизацию антиоксидантной системы растений.

При загрязнении почвы дозами Cd от 0.02 до 0.5 ОДК, редокс-активность достоверно (согласно критерию Стъюдента при уровне значимости нулевой гипотезы р = 0.0476 – 0.0007 ; критерию Фишера при р=0.0001–1.24*10⁶ ) возрастала на 6.5– 14.3%. Максимального значения (выше на 33%) редокс-активность достигла при дозе Cd 1 ОДК, что говорит о сильной токсичности почвы (рис. 8).

Загрязнение почвы дозой Pb 0.01–0.03 ОДК редокс-активность достоверно повышалась на 12– 30% относительно фона; это свидетельствует об умеренной токсичности почвы при данных уровнях загрязнения.

Обобщая материалы по воздействию разных доз Cd и Pb, обращаем внимание на то, что уже на фоне минимального загрязнения (из расчета 0.01 ОДК) по состоянию кресс-салата можно говорить о неудовлетворительном экологическом состоянии почвы и её умеренной токсичности. При этом добавочное внесение Cd и Pb составило всего 2.3– 2.5% от современного общего содержания этих элементов в гумусовых горизонтах почв ООПТ.

При загрязнении Pb из расчета 0.1 ОДК и Cd 0.25 ОДК фитотестированием установили экологи- чески опасное состояние и сильную токсичность почвы. Чтобы перевести её в этот статус, было добавлено Cd 0.12 мг/кг (60% от общего содержания) и Pb 3.2 мг/кг (23% от общего содержания). Сложив данные по уровню загрязнения Cd и Pb с общим содержанием этих элементов в почве, мы получили, что критические последствия для биоценозов городских лесов из-за токсичности серогумусовых почв, вероятно, следует ожидать при накоплении кадмия – до 0.42 мг/кг, свинца – до 21.4 мг/кг. Данная токсичность песчаных почв установилась при 84% от принятой ОДК Cd и 66% ОДК Pb.

Hill

фон 0,005    0,01     0,02     0,03

ОДК Cd

Рис. 8 . Изменение редокс-активности кресс-салата при загрязнении почвы Cd и Pb, % относительно фона

Выводы

• 1.    По сравнению с мировыми кларками в гранитах почвообразующие пески древнеаллювиального происхождения и песчаные почвы ООПТ характеризовались пониженным содержанием V, Mn, Ni, Zn, Zr, Mo, Cd, Sn, Pb; одновременно в песках повышено количество Cr и Cu, в почвах – Cu.

• 2.    Серогумусовые горизонты почв относительно почвообразующей породы обогащены Cr, Cu, Mn, Ni, Zn, Mo, Cd, Sn и особенно Pb, что в значительной степени обусловлено техногенным загрязнением; одновременно уровень содержания тяжёлых металлов не достигал ОДК.

• 3.    В серогумусовых горизонтах почв установлена повышенная подвижность Pb. Внесение растворимых солей из расчета 0.75 ОДК Cd (или 0.37 мг/кг) и 0.01 ОДК Pb (или 0.32 мг/кг) способство-

• вало заметному усилению подвижности этих металлов.

• 4.    Фитотестирование показало, что при относительно небольшом загрязнении Cd и Pb (из расчета 0.01 ОДК) серогумусовые песчаные почвы переходили в неудовлетворительное экологическое состояние, приобретали умеренную токсичность. При внесении тяжёлых металлов из расчёта 0.25 ОДК Cd и 0.1 ОДК Pb почвы становились экологически опасными и сильно токсичными.

• 5.    Песчаные почвы ООПТ г. Перми обладают низкой устойчивостью к тяжёлым металлам; критические последствия для биоценозов городских лесов из-за токсичности почв, вероятно, следует ожидать при накоплении кадмия до 0.4 мг/кг, свинца – до 21 мг/кг.