2.1 Стан вивчення питання щодо вмісту важких металів в системі «грунт - рослина»

Зацікавленість екологічною якістю продуктів харчування рослинного походження, яка останнім часом охопила не лише усю Україну, а й країни зарубіжжя, викликана значним перевищенням у продуктах харчування вмісту токсичних хімічних елементів в порівнянні з нормативами якості. Стрімкий «металевий процес» у біосфері, що виник в результаті інтенсивного розвитку промислового виробництва, збільшення щільності автотранспорту, призвів до забруднення важкими металами ґрунтового покриву, атмосферного повітря, водних середовищ. За своїми властивостями важкі метали (ВМ) у цих середовищах здатні акумулюватися або мігрувати до об’єктів біоти, в залежності від кліматичних умов, рН середовища, фізико-хімічних властивостей середовища .

Дослідження з вивчення вмісту та поведінки ВМ у ґрунтах були розгорнені у 50-60 рр. та у 70-х роках були доступні широкому загалу, на той час ці елементи мали назву «розсіяних елементів» (за В.І. Вернадським) або «мікроелементів» (за О.П. Виноградовим). А вже наприкінці 70-80 рр. проблема мікроелементів стала переростати у проблему хімічного забруднення, що останнім часом привертає все більшої уваги. Саме з цього часу з’явився термін «важкі метали» для елементів - пріоритетних забруднювачів, спільними рисами яких є те, що вони проявляють властивості металів і мають щільність більше 5 г/см3, а відносну атомну масу 50 [7].

Уявлення про обов’язкову токсичність ВМ є не вірним, бо до цієї групи входять мідь, цинк, молібден, марганець, залізо, тобто елементи, які мають позитивне біологічне значення. Мікроелементи та ВМ – це поняття, що відносяться до одних і тих же елементів, але використовуються в різних значеннях, що характеризують перш за все їх концентрацію в ґрунті або рослинній продукції. Однак існує група металів, за якими закріпилось лише одне негативне поняття – «важкі» у розумінні «токсичні». Ця група включає ртуть, кадмій, свинець. За загальним уявленням їх вважають найбільш небезпечними забруднювачами навколишнього середовища [7,9,27].

Оскільки рослинна продукція є незамінною у раціоні харчування людини, то разом з нею небезпечні хімічні речовини потрапляють до організму людини. Багато металів утворюють зв’язуються з сульфгідрильними групами, які відіграють важливу роль у перебігу багатьох фізіологічних та біохімічних процесів [5]. Важкі метали мають здатність накопичуватись у різних органах, бо дуже повільно виводяться з організму. Так, період біологічного напіврозпаду свинцю в організмі людини складає декілька років. У зв’язку з цим вживання рослинної продукції, навіть, вирощеної на слабко забруднених ґрунтах здатне викликати акумулятивний ефект і призвести до погіршення стану здоров’я людини [11].

Одним із основних джерел забруднення усіх компонентів довкілля, в тому числі рослинності, важкими металами є автотранспорт.

Зазвичай, процес згорання палива не добігає кінця і продукти неповного згорання, а також картерні гази і пари палива потрапляють у атмосферу [9,30]. ККД двигунів внутрішнього згорання складає в середньому близько 23 % [30]. Автомобіль також забруднює повітря продуктами зношування шин, тормозних колодок і т. п.. В Україні – автотранспорт дає понад 30 – 40% усього забруднення атмосфери [10].

За різними даними у відпрацьованих газах автотранспорту міститься від 200 до 280 шкідливих елементів, в тому числі оксид вуглецю, вуглеводні, кислотовмісні альдегіди, сажа, оксиди азоту, сполуки свинцю, цинку, кадмію, сполуки сірки, поліциклічні ароматичні вуглеводні (ПАУ) та ін [30].

Бензин, автомобільні мастила та шини вміщують Pb, Cd, Ni та Zn, що пояснює підвищений вміст цих елементів у пробах придорожньої рослинності [8]. За оцінками вчених, викиди автотранспорту дають близько 50% загального неорганічного свинцю, що потрапляє в організм людини [5, 31].

Таким чином, автотранспорт є джерелом великої кількості шкідливих речовин, які здатні впливати на здоров’я людини не лише прямо, а й опосередковано – через продукти харчування. Ця проблема характерна і для України в цілому, і для Балаклійського району, оскільки велика частина сільськогосподарських угідь та присадибних ділянок розміщені у безпосередній близькості від автомобільних доріг. Тому вивчення особливостей автотранспортного забруднення рослинної продукції є надзвичайно важливим завданням.

Великою кількістю досліджень було доведено адекватність забруднення прилеглих до автомагістралей ґрунтів металами, які містяться у викидах автотранспорту [10]. Вміст кадмію, нікелю, свинцю та цинку в ґрунтах та траві біля автомобільних трас є функцією відстані від лінії дорожнього руху та глибини профільного шару ґрунту [5].

Викидами автотранспорту забруднюється відносно вузька смуга поверхня шириною 50 – 200 м з обох сторін дороги . За даними В.П. Кучерявого (2001), одержаним під час досліджень ґрунтів м. Львова, ґрунти та рослинність поблизу потужних транспортних комунікацій містять підвищені концентрації цинку, олова, міді, молібдену, кадмію [10].

Умови та сам процес міграції важких металів у природному середовищі та транслокація їх у рослинній продукції надзвичайно складний бо залежить від багатьох факторів: типу та віку рослин, умов росту рослин, хімічного характеру металу, наявності бар’єрів . [11].

Відомо, що надходження важких металів у тканини рослин можливе в результаті аеральних емісій металовмісних аерозолів та надходження ВМ в тканини рослин із ґрунтового розчину через коріння [5, 7].

Зовнішнє забруднення рослин важкими металами, тобто надходження їх з повітря, може відбуватися шляхом проникнення аерозолів, що містять важкі метали до внутрішніх органів рослин [27]. Поверхня рослин забруднюється металовмісними аерозолями, і деякі елементи можуть абсорбуватися на них. Забруднення рослинності Cd, Pb, Ni, Zn у промислових та приміських районах відбувається в основному за рахунок осадження цих елементів з атмосфери [5].

Деяка кількість аерозольних частинок може проникати до рослини через устячка листової поверхні. Переважна кількість аерозольних частинок промислового походження мають діаметр менше 1 мкм, а діаметр устячних отворів 5 – 30 мкм, тобто проникнення через них можливе. Мало відомий механізм включення хімічних елементів до розчину на поверхні листя. Деякі хімічні елементи у вигляді відносно нерозчинних окислів можуть абсорбуватися через поверхню листя у розчин . Таким чином існує небезпека фолікулярного (через листову поверхню) поглинання важких металів з наступною їх транслокацією. Проте є й варіант змиву аерозолів з листя атмосферними опадами [7].

Досліди Кабата - Пендіас А., 1989 свідчать, що швидкість поглинання мікроелементів у тканинах рослин значною мірою залежить від природи хімічного елемента. Так, фолікулярне поглинання характерне для заліза, марганцю, цинку та міді, тоді як свинець змивається дощовою водою [8].

Також існує поняття вибірковості поглинання хімічних елементів рослинами з повітря. Свинець залишається в основному як поверхневі відклади чи поверхневе аерозольне покриття на поверхні рослин, в той час як цинк та кадмій частково проникають до листка. Що стосується абсорбції та мобільності Mn, Fe, Cu, Mo, то вони займають проміжне положення і мобільність їх знижується у наведеному порядку [6,9].

Особливості надходження ВМ до рослинної продукції з викидами автотранспорту описано у роботах американського дослідника Дугласа П. Орморда, (1988). Зі збільшенням відстані від автотраси їх вміст Pb, Ni, Zn в зразках придорожньої рослинності знижується. Зниження рівня Pb в рослинності апроксимується експоненційною функцією відстані. Оцінка цієї моделі дослідником Дугласом П. Ормордом була розширена до розвитку подвійної експоненційної функції для розподілу Pb. Перша експонента асоціювалася з великими за розміром частинками, які швидко осаджуються на відстані 5 м від шосе, а друга – з меншими частинками, які осаджуються повільніше на відстані до 100 м від шосе. Свинець, що міститься у цих менших частинках, може бути більш розчинним і у зв’язку з цим простіше потрапляє до рослин і погіршує їх якість. Крім того, є ще третя фракція, яка не осідає так швидко. Найбільш дрібні аерозолі Pb проходять великі відстані в загальних потоках повітря. Вважається, що значна частина Pb з вихлопних газів належить до цієї стійкої фракції [8].

Великого значення при зовнішньому забрудненні рослин набувають також кліматичні умови регіону та погодні умови вегетаційного періоду, оскільки від них залежать напрямки перенесення забруднюючих речовин, можливість змиву аерозолів з поверхні листка чи їх розчинення, стан устячок і т.д. [5]. Аналіз вибірки дерев (листя, кора і осердя стовбура) показав, що напрямок переважаючого вітру впливає на розподіл викидів свинцю; на сторонах дерев, повернутих до шосе, рівень свинцю вище [30]. Швидкість вітру, а отже, концентрація частинок швидко зменшуються від краю пологу рослинності. Концентрації мікроелементів (у тому числі важких металів) звичайно є вищими на захищеній стороні дерев у порівнянні з незахищеною внаслідок більшого осадження аерозолів з повітря, що рухається повільно .

Поглинання хімічних елементів листям, зазвичай, обмежене. Це доведено експериментально [5] при експонуванні листя в умовах мокрого осадження – поглинання хімічних елементів корінням з ґрунту було вищим, ніж поглинання листям. Значною мірою це залежить від особливостей будови листка рослини, товщини кутикули та кількості устячок, тобто видових особливостей рослини.

Внутрішнім шляхом (із ґрунту через кореневу систему) метали потрапляють до рослинної продукції разом з поживними речовинами. Ґрунт – це специфічний елемент біосфери, він не тільки акумулює важкі метали, але й виступає як природний буфер. Він здатний трансформувати сполуки металів, зв’язувати їх в менш доступні форми, тим самим знижуючи їх надходження до рослин [7].

Ступінь трансформації важких металів та доступність їх рослинам залежить від рН ґрунтового розчину, типу ґрунту, біологічних особливостей рослини. Так, дослідження Ільїна В.Б. [7] показують, що кадмій, свинець, цинк, нікель, мідь рухливі лише у кислому середовищі, при залужуванні їх рухливість різко зменшується. Тобто знову постає фактор вибіркового поглинання хімічних елементів рослинами з ґрунту, як і у випадку надходження їх з атмосферного повітря.

Різні типи ґрунтів характеризуються різною здатністю до самоочищення, тобто мають різну буферність . В ґрунті важкі метали присутні у двох фазах – твердій та рідкій (ґрунтовому розчині). В твердій фазі вони знаходяться в обмінному та фіксованому стані: входять до складу тонкодисперсних мінеральних частин та гумусової речовини, являють собою складову частину нерозчинних солей. В ґрунтовому розчині ВМ присутні у формі розчинних та органо-мінеральних солей [9]. Форма існування металів, які потрапили в ґрунтовий розчин, залежить, насамперед, від його хімічного складу (головним чином аніонної частини та розчинної органічної речовини і реакції середовища) [28]. В кислих ґрунтах в ґрунтовому розчині присутня досить мала кількість аніонів мінеральних кислот та багато органічної речовини фульватного типу [27]. У зв’язку з цим можна передбачити, що важкі метали, які надійшли до ґрунтового розчину кислих ґрунтів, утворюють, в основному, розчинні органо-мінеральні комплекси. В ґрунтах з нейтральною реакцією середовища, наприклад, у чорноземах типових, у складі легкорозчинних мінеральних солей переважають бікарбонат і сульфат кальцію . Наявність в ґрунтовому розчині значної кількості кальцію призводить до різкого скорочення частини нерозчинної фракції гумусу. Тому свинець, кобальт, кадмій, потрапляючи до ґрунтового розчину, взаємодіють, в основному, з мінеральною частиною, утворюючи нерозчинні й слаборозчинні карбонати й сульфати [27].

Надходження металів до рослин визначається також їх біологічними особливостями: наявністю органів накопичення асимілянтів; ступенем адаптованості виду рослини до забруднення; видовими та сортовими особливостями рослини; віку рослини; глибини та ємності поглинання кореневої системи; фізіологічною потребою у певному хімічному елементі [5]. По стійкості до забруднення рослини поділяються на: найбільш стійкі – зернові, соняшник; середньостійкі – буряк, картопля, морква, томат, перець; слабкостійкі – салат, однорічні трави, багаторічні бобові трави, кукурудза [17].

Концентрація ВМ значно залежить від частини рослини, що розглядається, причому вміст їх в садових плодах нижче, ніж у листових овочах чи коренеплодах. Спостерігались також видові різниці серед листових овочів [5]. Так, для біоіндикації забруднення важкими металами може використовуватись листова капуста (Brassica oleracea), яка накопичує в листках залізо, свинець [1].

Дослідження Бокач Т., 1980 [11] показують, що кількість елементів зменшується від коренів до плодів (різниця до 500 – 600 разів). Це підтверджуються дослідами Ільїна В.Б. (1991). За його даними найбільша кількість важких металів акумулюється в коренях рослини, найменша – в плодах та органах запасання асимілятів [5]. Це свідчить про наявність у рослин захисних механізмів, які перешкоджають надходженню надлишкових кількостей важких металів: морфологічних структур, вакуолярних депо, затримання пояском Каспарі, хімічних реакцій неспецифічної природи [11]. Так, наприклад, експериментальні дані показали, що при надлишковому надходженні кадмію в рослині розпочинається посилене продукування амінокислот [11]. Амінокислоти необхідні, за думкою дослідників, безпосередньо для переведення кадмію в нетоксичну форму або для синтезу спеціального білка – металлтіоніна, який зв’язує кадмій [5]. Головним чином ці захисні механізми спрацьовують при внутрішньому кореневому забрудненні.

Крім того, вміст важких металів у плодах різного розміру також неоднаковий (Пономарьов П.Х., Сихроман І.В.,1999) [11].

Транслокація металів в рослині значною мірою залежить від її віку. Доведено, що найбільш енергійно поглинання мінеральних речовин відбувається в молодих частинах рослини. Переміщення металів всередині рослини обумовлюється хімічними особливостями елементу – так, кадмій, цинк, свинець малорухливі, а мідь – надзвичайно рухлива [11].

Отже, питання шляхів надходження та особливостей накопичення важких металів у рослинній продукції і досі не має чітко визначених положень та закономірностей. На підставі аналізу літературних джерел можна зробити висновок, що кожен із вчених займається лише окремими питаннями, чітких же висновків щодо шляхів надходження металів та їх транслокації в рослині зробити неможна.

Вміст певних хімічних елементів багато в чому залежить від біологічних зв’язків між елементами в організмах. Зміна концентрацій одного елементу в організмі викликає зміну вмісту іншого (інших) хімічних елементів. Це пояснюється, як біологічною функцією цих елементів в організмі, так і особливостями будови іонів поглинаючих елементів.

Так, наприклад, чіткий зв'язок між Pb і Мо в рослинах може пояснюватися біологічною функцією цих елементів. При незначних надходженнях Pb в рослини в ній збільшується вміст Мо. Це пояснюється так: Мо входить до складу численної групи ферментів енергетичного обміну кліток, а Pb їх інгібірує. Таким чином можна вважати, що позитивна кореляція вмісту цих металів в рослинах є свідченням нормальної життєздатності організму, що відповідає посиленим утворенням ферментів на токсичний Pb [8].

Надлишкове надходження Pb в рослини порушують раніше існуючі зв’язки. Розвиток організму значно погіршується, а кількість Мо, необхідного рослині, зменшується. Починає проявлятися негативна кореляція між вмістом металів. Результатом цього є утворення є негативні біохімічні аномалії Мо в рослинах, що ростуть на ділянках с техногенним забрудненням ґрунтів Pb.

У багатьох організмів яскраво виражений біологічний бар’єр накопичення для певних хімічних елементів. Ті ж з них, в яких він відсутній, при значному збільшенні хімічних елементів в живильному середовищі чи в продуктах харчування гинуть .

Значна частина елементів попадає в організми в іоній формі і розподіляється в них згідно з особливостями іонів. Для рослин одним із основних показників є коефіцієнт біологічного поглинання (КБП). Він представляє собою відношення вмісту певного хімічного елементу в золі рослин до вмісту цього ж елементу в живильному середовищі. КБП може визначатися для рослинних організмів біосфери в цілому, а також для певного виду рослин як в біосфері, так і в певному регіоні. Найбільш загальну (біосферну) інформацію надає КПБ рослин в цілому.

2.2 Методи досліджень хімічного складу грунтів та рослинної продукції

Забруднення ґрунтів металами оцінюється за рівнями рухомих і водорозчинних металів, біологічним показникам ґрунтів та накопиченню металів в рослинах. Основним критерієм забруднення ґрунтів є рівень рухливих і водорозчинних форм металів. Біохімічні властивості металів наведено в таблиці 2.1.

Таблиця 2.1

Основні біохімічні властивості важких металів

В якості граничного навантаження забруднення ґрунтів металами слід розглядати той рівень, коли вміст їх в рослинності (їстівних частинах) перевищує відповідні норми ГДК, затвердженні для продуктів харчування .

Оцінка забруднювання ґрунтів групою важких металів виконується відповідно до методики на основі використання сумарного показника забруднення ґрунтів Zc. При цьому значення Zc зіставляється з орієнтувальною шкалою загрози забруднення, маючий градації допустимої (до 16), помірно небезпечної (до 32), небезпечної (до 128), та надзвичайно небезпечної (вище 128) категорій забруднення, що статистично пов’язано із зміною показників здоров’я населення в зонах забруднення [12] .

В ході роботи був проведений аналіз науко – популярної літератури з означеної тематики, а також проведено ряд польових і лабораторних досліджень.

Польові дослідження полягали у відборі проб ґрунту (чорнозем звичайний) та рослинної продукції і продуктів переробки: овочева (томати, огірки), фруктова (яблука), продукти переробки (яблучний сік).

Дуже важливим є правильно відібрати проби ґрунту та рослин до аналізу. Так встановлено, що техногенні викиди, забруднюючі ґрунтовий покрив через атмосферу, зосереджуються в поверхневих шарах ґрунту. Важкі метали сорбуються, як правило, в перших 2 – 5 см від поверхні. Забруднення нижчих горизонтів відбувається в результаті обробки ґрунтів (оранки, культивації), а також внаслідок дифузійного і конвективного переносу через тріщини, ходи ґрунтових тварин і рослин. Тому найбільш чітка картина забрудненості ґрунтового покриву важкими металами може бути отримана при відборі проб з глибин 0 - 10 та 0 - 25 см [13]. Проби ґрунтів відбиралися на глибині 0- 25 см.

Проби відбиралися на відстані 1 м від ствола яблуні, та 50 см від кущів огірків та томатів. Відібрані проби зсипалися на папір, потім перемішувалися. Ділилися на кілька частин із центрів яких бралися приблизно однокова кількість ґрунту і насипалася в мішечок. Маса отриманого початкового зразка ґрунту складала 500 г.

Початкові проби рослинної продукції повинні аналізуватися в природному стані. Якщо по якимось причинам провести аналіз на протязі одної доби не є можливим, то проби висушуються до повітряно – сухого стану в захищених від сонця місцях. В лабораторії з повітряно – сухого зразка методом квартування береться середня проба масою 0,2 кг. З нього видаляються корені та інші включення, потім вона розтирається в фарфоровій ступці та просіюється через сито з отворами діаметром 0,5 мм, після чого з неї беруть навісі по 10 - 50 г для хімічного аналізу [13].

Необхідно відмітити, що характер забруднення рослин змінюється в період їх росту. Так, в період інтенсивного росту рослин площа листової поверхні швидко збільшується та концентрація металів на ній, як правило, невелика. Положення трохи змінюється наприкінці вегетації, коли ассиміляційний апарат вже сформовано та осідання забруднень на його поверхню носить акумулятивний характер; коли концентрація металів значно збільшується. Тому відбір рослин з метою визначення в них важких металів проводився з присадибної ділянки на відстані 150 м від автодороги наприкінці вегетаційного періоду.

У зв’язку з тим що для аналізу потрібна середня проба фруктової продукції було знято весь урожай зі кущів томатів та огірків і відібрана проба масою приблизно 1кг із плодів, які достатньо розвинені, здорові, свіжі, цілі, зрілі, без механічних пошкоджень та не ушкоджених шкідниками. Потім проби було звільнено від неїстівної частини (плодоніжок, кісточок), подрібнювачем підготовлено 10-15 г зразку, який потім помістили в порцелянову чашку. Чашку поставили в сушильну шафу; при температурі 90-100⁰ С висушили всю вологу частину проби. Зразки було охолоджено в ексикаторі (товтостінна скляна чаша без доступу вологи з повітря). Після охолодження пробу перетирають порцеляновим пестом [13].

Атомно - абсорбційний аналіз був запропонований в 1955 році та зразу знайшов широке застосування при досліджені ґрунтів, рослин та добрив. Цей метод аналізу забезпечує межу виявлення багатьох елементів на рівні 0,1 – 0,01 мкг/мл, що в багатьох випадках надає можливість аналізувати ґрунти та рослини без попереднього концентрування елементів. Метод дозволяє у теперішній час визначати до 70 елементів, переважно металів [13].

Для аналізу ґрунтів та плодів рослин використовувався атомно–абсорбційний спектрофотометр ААС – 115 ПК (рис. 2.1). Атомно – абсорбційний спектрофотометр має цілий ряд переваг: чутливість, висока продуктивність, достатньо гарна відтворюваність результатів та простота виконання аналізів.

Рис. 2.2. Атомно – абсорбційний спектрофотометр (ААС – 115ПК)

При контролі забруднення природних об’єктів важкими металами, а також для вивчення їх поведінки в ґрунтах та рослинах атомно – абсорбційний метод став практично основним в цих дослідженнях. Він дозволяє порівняно просто визначать, використовуючи в якості палива ацетилен чи пропан, слідуючи елементи: Ca, Mg, Cu, Zn, Fe,Cu, Cr, Ni, Pb, Cd, As, Hg, Se. Однак цим методом неможливо визначити основні біогенні елементи – N, P, S та інші.

Спектрофотометр представляє собою лабораторний стаціонарний показуючий і самописний прилад періодичної дії.

Робота спектрофотометра грунтується на атомно - абсорбційному методі спектрального аналізу: переводі аналізованої рідини в атомарний стан с послідуючим вимірюванням оптичної щільності атомних парів визначеного елементу в визначеному спектральному діапазоні .

Конструкція і схема спектрофотометру допускає його роботу в емісійному методі, який заснований на переводі аналізованої проби в атомарний стан, збудженні атомних парів в полум’ї і послідуючим фотоелектричним перетворенні випромінювання цих парів в електричний сигнал.

Атомно-абсорбційний метод відрізняється від емісійного метода більш вираженою селективністю та збільшеною стабільністю показників, мало залежною від інтенсивності полум’я і від зміни його температури. Якщо вірогідність накладення ліній в емісійному спектральному аналізі дорівнює 2,5%, то при атомно - абсорбційному в тих же умовах вона дорівнює 0,04%. В полум’ї спеціальної горілки атомно-абсорбційного аналізатора відбувається випарювання розчину, подаваного у виді аерозолю разом з паливним газом та окислювачем, при цьому плавиться та випарюється розчинена проба, відбувається термічна дисоціація молекул та утворювання незалежних атомів. Важливо, щоб при цьому більшість атомів знаходилась в нормальному, не збудженому стані. Такі атоми здатні поглинати випромінювання зовнішнього стандартного джерела світу, якщо ця енергія буде сприяти переходу енергії атому з нижчого енергетичного стану (основного) на більш високе.

Світовий потік від спектральної лампи проходу через полум’я горілки та монохроматор. Між полум’ям та монохроматором міститься діафрагма, що дозволяє зменшувати щілину, через яку світло проходе на монохроматор, а від нього – на фотоелектричний детектор. Сигнал, що надходить з детектора, посилюється спеціальним підсилювачем та реєструється стрілочним гальванометром.