ЕКОЛОГІЧНА ТОКСИКОЛОГІЯ

УДК 616+631.95:631.445.2/.4+633

Н.О. Козьякова, кандидат с.-г. наук, В.М. Кавецький, доктор с.-г. наук

БАЛАНСОВА ОЦІНКА ІМПАКТНОГО ЗАБРУДНЕННЯ КАДМІЄМ ЕКОСИСТЕМ ТА ЕКОТОКСИКОЛОГІЧНІ КРИТЕРІЇ ЯКОСТІ ДОВКІЛЛЯ

Інститут екогігієни і токсикології МОЗ України, м. Київ

Забруднення екосистем важкими металами (ВМ) при застосуванні промислових, транспортних та аграрних технологій є негативним втручанням у функціонування агросистем; воно призводить до кількісних та якісних змін, які проявляються у зменшенні урожайності та погіршенні якості агропродукції, що негативно впливає на якість існування людини. Необхідність прогнозування найближчих та віддалених наслідків цих забруднень зумовлена порушенням функціонування агроценозів як біологічних систем, а також надходженням токсикантів до трофічних ланцюгів, останньою ланкою яких є людина. Останнім часом дедалі актуальнішими стають дослідження закономірностей поведінки важких металів в умовах імпактних забруднень, частка яких складає від 20 до 50% від загальної кількості забруднень. Під імпактним (англ. impact — удар, вплив) забрудненням розуміють одноразове (або несистематичне) забруднення грунту полютантами, що призводить до порушення фунціонування біотичного компоненту екосистеми, тобто йдеться про формування штучно створеної біогеохімічної ендемії.

Виходячи з того, що циклічний рух хімічних елементів, зокрема, важких металів, описується рівнянням В. Енгельгарда [2]: lxE – txT – mxM – bxB = 0 (де E, T — кількість зрушеної породи; M — об'єм морської води; B — маса живих організмів на планеті; lx — середній вміст хімічних елементів у вулканічних породах, tx — середній вміст хімічних елементів в осадових породах, mx — середній вміст хімічних елементів у морській воді, bx — кларк елементів із живих організмів), рух ВМ у системі "грунт-рослина" можна розглядати як один із найважливіших ланцюгів у біогеохімічному циклі [1, 2].

Міграція ВМ в агроценозі при імпактному забрудненні може бути охарактеризована системно — з позицій балансової оцінки; така методологія домінує в сучасній екології. При імпактному забрудненні грунту відбувається стресове вузьколокальне збільшення концентрації хімічних елементів або їх комплексів. Подальший розвиток цього явища зумовлений геохімічною ємністю грунту, включенням у дію закономірностей міграції полютантів у грунтовому профілі та біологічної фільтрації по мірі збільшення агрофітомаси екосистеми. У свою чергу, суттєва частина від загальної кількості полютантів транслокується у фактично фіксовану (консервовану) нерухому форму. Тому необхідним є дослідження закономірності диференціації полютантів на рухому та нерухому форми в грунті, а також біологічну (агроценотичну) фільтрацію та міграцію у грунтовому профілі [1]. Уявлення про баланс у системі "грунт-рослина" становить фрагмент малого (або біологічного) біогеохімічного циклу і, таким чином, висвітлює розмаїття міграційних шляхів ВМ, їх особливості та закономірності [4].

Метою нашого дослідження було провести балансову оцінку імпактного забруднення агроцинозу кадмієм. Вибір досліджуваного металу обгрунтовується належністю його до найбільш поширеної групи полютантів у номенклатурному та територіальному аспектах.

Матеріали і методи дослідження

Експериментальні дослідження проводили протягом 1999—2001 рр. на базі Чернігівської СГДС (Чернігівський інститут АПВ). Досліджуваний грунт: дерново-середньопідзолистий супіщаний (рН сол. — 5,5, гідролітична кислотність 2,7 мг-екв./100 г, вміст гумусу за Тюріним 0,87%, ступінь насиченості основами 58%). Повторність чотириразова. Як тест-культуру використовували ячмінь ярий. Сіль CdSO4 вносили у грунт в різних кількостях за схемою дослідів. Визначення важких металів у грунті та рослинах проводили за допомогою методу хроматографії у тонкому шарі сорбенту (Методичні вказівки по визначенню Hg, Zn, Co, Cd, Cu у грунті, рослинах, у воді методом тонкошарової хроматографії, №50-97 від 10.06.97 р.).

Схема вегетаційного досліду: 1) контроль; 2) 5 ГДК Cd (15 мг/кг); 3) 10 ГДК Cd (30 мг/кг); 4) 15 ГДК Cd (45 мг/кг); 5) 30 ГДК Cd (90 мг/кг); 6) 50 ГДК Cd (150 мг/кг); 7) 100 ГДК Cd (300 мг/кг). Схема польового досліду: 1) контроль; 2) 0,5 ГДК Cd; 3) 1 ГДК Cd; 4) 5 ГДК Cd.

Результати та їх обговорення

В польових умовах стан агросистеми потребує дослідження у порівнянні з незабрудненою системою "грунт-рослина" (контролем) та агросистемою із виключеною можливістю горизонтальної і вертикальної міграції ВМ за профілем грунту (вегетаційні умови). Вегетаційні умови дозволяють у динаміці окреслити механізм фітофільтраційної здатності певної популяції у "чистому вигляді", виявити закономірності перерозподілу рухомих та нерухомих форм ВМ у грунті, встановити ступінь впливу полютанта на фітопродуктивність за умов "закритої" екосистеми.

Загальний принцип балансу ВМ у системі "грунт-рослина" в польових умовах представлено на рис. 1. Імпактне забруднення спонукає до вмикання внутрішніх механізмів агроекосистеми: 1 — фітофільтраційна здатність системи або фітоміграція; 2 — фізичний винос (низхідна, висхідна або капілярна, горизонтальна міграція у грунті); 3 — винос забруднюючих речовин в аеротоп системи (евапорація); 4 — винос токсикантів за межі системи "грунт-рослина" (рис. 1). Балансове рівняння кількісно описує шляхи міграції cd у системі "грунт-рослина" протягом онтогенезу (кущення, цвітіння, стиглість) та за весь період спостережень. Загальний вигляд балансового рівняння: sБn=sРіn+shіn+sФіn+dn, де Б — загальна концентрація ВМ (баланс); Р — концентрація рухомих форм металу; Н — концентрація нерухомих форм металу; Ф — концентрація ВМ у фітомасі тест-культури; n — позначення етапу онтогенезу; і — позначення агрогрунтового шару; d — концентрація ВМ, що позначає їх винос за межі підсистеми "грунт". В залежності від міграційної кількості полютанту було проведено градацію шляхів його транслокації: до головних шляхів міграції відносяться фітофільтрація та вертикальна міграція за профілем грунту (винос cd складає більше 0,01% від кількісті, що надійшла в результаті забруднення), до другорядних — горизонтальна міграція у грунті, винос рудеральними видами, зоофагами тощо, а також матеріально-енергетичний обмін з інактивним компонентом грунту і іншими системами різних ієрархій. До несуттєвих шляхів міграції cd відноситься матеріально-енергетичний обмін з аеротопом (винос кадмію складає менше 0,001% від внесеної кількості) (рис. 1).

Розрахунок балансових рівнянь проводили на основі експериментальних досліджень, які є відправною точкою в аналізі швидкості міграції Cd за грунтовим профілем, інтенсивності біокумуляції металу у системі "грунт-рослина". Так, в умовах польового досліду у фазу стиглості ячменю ярого в 1999 р. на дерново-середньопідзолистому грунті балансове рівняння для Сd має вигляд: 100=(51,8+9,0+3,5+2,1)+(7,5+1,3+0,8+0,4)+23+0,6, де 100 — загальна концентрація ВМ, %; (51,8+9,0+3,5+2,1) — концентрація рухомих форм металу; (7,5+1,3+0,8+0,4) — концентрація нерухомих форм металу; 23 — концентрація ВМ у фітомасі тест-культури; 0,6 — концентрація Cd, що позначає його винос за межі 0—100 см шару грунту за період вегетації (табл. 1). Основна кількість кадмію фокусується у фітокомпоненті та кореневмісному шарі грунту. Так, вміст кадмію у 1999 р. у фітокомпоненті складав 23%, у 2000 та 2001 рр. відповідно — 8,3 та 4,9% від внесеної кількості; кількість металу у кореневмісному шарі складала по роках, відповідно, 51,2; 30,4; 22,8% від внесеної кількості (табл. 1). Це дає підставу стверджувати про наявність біогеохімічних бар'єрів системи "грунт-рослина" стосовно оточуючих екосистем, а також говорити про векторність процесів в самій забрудненій системі. Адже при забрудненні агроценозу найбільшим вмістом полютанту характеризувалась фітомаса культури та кореневмісний шар грунту протягом всього терміну досліджень.

Таким чином, вивчення механізмів у системі "грунт-рослина" дає можливість системного прогнозу поведінки полютанту в агросистемі, що, в свою чергу, дозволить провести гігєінічну оцінку якості сільськогосподарської продукції та об'єктів довкілля.

Застосування моделі балансу дало змогу оцінити біокумулятивну здатність кадмію стосовно ячменю ярого, яку було розраховано в межах одного вегетаційного періоду щорічно та протягом всього терміну спостереження. Так, за 1999 р. поглинута ячменем кількість Cd складала 23%, в 2000 та 2001 рр., відповідно, становила 8,3 і 4,9% від загальної внесеної кількості, що загалом за 3 роки складало 36,2% від загальної внесеної кількості металу. Розрахунки біокумулятивної здатності Cd стосовно культури дають змогу оцінити не тільки якість сільськогосподарської продукції щорічно, але й прогнозувати швидкість виносу полютанту з кореневмісного шару грунту за допомогою рослинного покриву в умовах забруднення кадмієм агроценозу.

При розрахунку балансу Cd у системі "грунт-рослина" необхідним є кількісна оцінка дисипації полютанта на екзоекосистемному рівні, тобто обчислення кількості полютанту, яка виноситься поза межі системи "грунт-рослина" (D) протягом фенофази, вегетаційного періоду, всього терміну спостережень (табл. 1). Дослідження явища дисипації полютанта на екзоекосистемному рівні ускладнюється у зв'язку із широким діапазоном шляхів міграції (вертикальна та горизонтальна міграція за профілем грунту, обмін з аеротопом, винос зоопаразитами, фітофагами, педофауною, симбіонтами, рудеральними видами тощо) (рис. 1). Однак затосування балансу дозволяє шляхом розрахунків оцінити винос Cd за межі системи "грунт-рослина". Так, протягом періоду вегетації 1999, 2000, 2001 рр. винос Cd складав, відповідно, 0,6, 0,7, 0,7% від загальної кількості, за весь період спостережень винос металу складав 8,5% від внесеної кількості (табл. 1).

Винос полютантів може здійснюватись як у вертикальному, так і у горизонтальному напрямках. Очевидна векторність внутрішніх та зовнішніх процесів міграції Cd дала змогу констатувати мінімальний вміст полютанту на міжекосистемному рівні протягом 3 років; однак, через 3 роки можна очікувати збільшення концентрації полютанту на території безпосередньо оточуючих екосистем із забруднененою екосистемою. Це явище можна назвати принципом біогеохімічної дисипації аллохтонного компоненту на системному та підсистемному рівнях; вищезгаданий принцип є наслідком закону розчинення системи у шкідливому середовищі Г.Ф. Хільмі [1]. Так, кількість Cd у рухомій формі в шарі грунту 40—60 см в 1999 р. у фазi повної стиглості ячменю ярого складала 3,5%, а в 2000 та 2001 рр., відповідно, 6,6 та 7,8% від внесеної кількості. Кількість внесеного металу на рівні 80—100 см дорівнювала 0% у 1999 р., в 2000 та 2001 рр., відповідно, складала 0,8 і 1% від внесеної кількості, що дає змогу говорити про наявність тенденції до збільшення вмісту рухомих форм металу з часом в нижніх шарах грунту, а, отже, і появи явища забруднення на екзоекосистемному рівні. При наявності імпактного забруднення ВМ грунту вступає в силу принцип Ле Шательє-Брауна: в умовах зовнішнього впливу, що виводить систему зі стану стійкої рівноваги, ця рівновага зміщується у тому напрямку, при якому ефект зовнішнього впливу мінімізується, оскільки ентропія всіх живих організмів не збільшується і завжди спрямована до нуля. Речовина і енергія для функціонування та розвитку системи можуть надходити з навколишнього середовища, і саме за цей рахунок система може існувати [3]. Цей природничий закон розвитку системи за рахунок довкілля разом із принципом Ле Шательє-Брауна складають основу функціонування системи "грунт-рослина" [1, 4]. Блок-схема міграції Cd в польових умовах інформативно висвітлює повний спектр шляхів міграції у підсистемах "відкритої" екосистеми та на міжекосистемному рівні. Однак дослідження шляхів міграції у системі "грунт-рослина" та їх питомої ваги "в чистому вигляді" можливе лише в умовах "закритої" екосистеми з подальшим порівняльним аналізом результатів, отриманих в умовах польового досліду. Тому з метою встановлення максимальної потенційної біокумулятивної здатності кадмію стосовно ячменю ярого були проведені вегетаційні дослідження. Блок-схема шляхів міграції у закритій системі "грунт-рослина" наведена на рис. 2.

Вегетаційні умови характеризуються обмеженістю матеріально-енергетичного обміну або, практично, їх відсутністю з іншими екосистемами. Отже, вегетаційні умови реалізують "чисті" шляхи міграції Cd з грунту до рослини. В умовах вегетаційного досліду у фазу стиглості ячменю ярого в 1999 р. на дерново-середньопідзолистому грунті для Сd балансове рівняння має вигляд: 100=50,77+12,97+36,00+0,26, де 100 — загальна концентрація ВМ, 50,77 — концентрація рухомих форм металу; 12,97 — концентрація нерухомих форм металу; 36 — концентрація металу у фітомасі тест-культури; 0,26 — концентрація кадмію, що позначає його винос за межі 0—20 см шару грунту за період вегетації (табл. 2).

Максимальна потенційна біокумуляція Cd ячменем ярим становила 57,2% від внесеної кількості, в той час як в умовах відкритої агросистеми винос кадмію фітокомпонентом складав 24,32%. Слід відмітити, що основна кількість металу поглинається рослиною вже в період цвітіння ячменю ярого. Так, у фазу цвітіння в 2000 р. кількість поглинутого кадмію становила 11,86%, а у фазу повної стиглості — 13,6% від внесеної кількості. Це дає підстави говорити про інтенсивність та специфічність біокумулятивної здатності Cd стосовно ячменю ярого та можливість прогнозування виведення металу із кореневмісного шару грунту за допомогою фітокомпонента як альтернативного шляху детоксикації забруднених кадмієм сільськогосподарських угідь. Результати досліджень дають можливість провести оцінку якості продукції, отриманої за умов забруднення сільськогосподарських угідь кадмієм.

Процеси транслокації рухомих форм Cd у нерухомі відбуваються більш інтенсивно в умовах "закритої" системи. Так, у 1999 р. в польовому досліді вміст нерухомих форм металу становив 7,5%, а у 2000 та 2001 рр. відповідно — 7,7 і 7,5%. В той час як в умовах "закритої" системи кількість Cd складала в 1999, 2000, 2001 рр., відповідно, 12,97, 15, 14,95% від внесеної кількості (табл. 1, 2). Це, очевидно, пов'язано із зменшенням інтенсивності мікробіологічної діяльності, в тому числі і ферментативної активності грунту, у вегетаційних умовах, а також включенням захисних механізмів самої системи "грунт-рослина". Адже за умов виключеного обміну з іншими екосистемами процеси системи "грунт-рослина" направлені на знешкодження та пригнічення дії на неї забруднювача. Одержані результати дають можливість прогнозувати поведінку Cd (трансформацію рухомих форм у нерухомі, максимальну біокумуляцію металу у ячмені ярому), направленість і інтенсивність процесів детоксикації системи "грунт-рослина" при жорстких умовах забруднення даним полютантом за відсутністю матеріально-енергетичного обміну з іншими екосистемами.

Таким чином, вивчення імпактного забруднення агроценозу за допомогою балансової оцінки є передумовою дослідження кількісної міграції полютантів у системі "грунт-рослина", розуміючи під останньою агроекосистему будь-якого рівня — аутекологічного, популяційного, біогеоценологічного, а також визначення приритетних шляхів міграції токсиканту на екзоекосистемному рівні з метою встановлення масштабу забруднення та прогнозування його наслідків. Виявлено, що головними шляхами міграції Cd є фітофільтрація та вертикальна міграція за грунтовим профілем. Встановлено, що протягом 3 років після внесення у грунт кадмію вміст полютанту на міжекосистемному рівні був мінімальний (1% від внесеної кількості знаходився на глибині грунту 80—100 см); однак через 3 роки можна очікувати збільшення концентрації полютанту на території безпосередньо оточуючих екосистем із забруднененою екосистемою. Виявлено, що кількість рухомих форм Cd за період 1999—2001 рр. у грунті відкритої екосистеми складала 48,1%, а за умов відсутності матеріально-енергетичного обміну з іншими екосистемами — 26,94%, кількість нерухомих форм Cd у грунті становила, відповідно, 10,3 та 14,95% від початкової кількості. Модель балансу дає можливість прогнозувати направленість і інтенсивність процесів детоксикації системи "грунт-рослина" шляхом біокумуляції Cd фітокомпонентом як у відкритих екосистемах, так і за умов відсутності матеріально-енергетичного обміну з іншими екосистемами. Встановлено, що максимальна потенційна біокумуляція Cd ячменем ярим становила 57,2% від початкової його кількості, що дає можливість провести оцінку якості продукції, отриманої за умов забруднення сільськогосподарських угідь кадмієм.

Література
1. Реймерс Н.Ф. Экология (теории, законы, правила, принципы и гипотезы). —М.: Россия молодая, 1994. —367 с.
2. Кучерявий В.П. Екологія. —Львів: Світ, 2000. —500 с.
3. Марри Дж. Нелинейные дифференциальные уравнения в биологии. Лекции о моделях: Пер. с англ. —М.: Мир, 1983. —С. 11—12.
4. Крисаченко В.С. Людина і біосфера: основи екологічної антропології. —К.: Заповіт, 1998. —688 с.
5. Работнов Т.А. Фитоценология. —М.: Изд-во Моск. ун-та, 1978. —384 с.


| Зміст |