Курсовая работа: Моніторинг земель поблизу ВАТ "Рівнеазот"

Гранично допустима концентрація (ГДК) важких металів у ґрунті – поріг їх токсичності. При вмісті важких металів нижче ГДК можливо отримання сільськогосподарської продукції, яка відповіда санітарно-гігієнічним нормам. Присутність вказаних металів нижче граничних значень повинна гарантувати відсутність фітотоксичної дії, яка виклика зниження врожаю сільськогосподарських культур, і важких металів у харчовому ланцюзі "тварина-людина". При цьому важкі метали не будуть вимиватися з ґрунтової води у кількості, яка відповідає загрозі питної води.

Підхід до нормування забруднення по валовому вмісту важких металів потрібно розглядати як суто орієнтовним. При рівност валових форм будь-якого металу в ґрунті ступінь його рухливості може бути різним, У результаті у харчовий ланцюг надходить неоднакова кількість токсиканта. Більш об'єктивну оцінку дає визначення вміст рухомих форм важких металів.

При забрудненні ґрунту не одним, а декількома металами оцінюють сумарну їх фітотоксичність. Наприклад, у Англії для цього запропоновані цинкові одиниці, якими порівнюють фітотоксичність того чи іншого елементу з цинком. Коефіцієнти переводу в цинкові одиниці отримані емпірично. Знаючи вміст важких металів у цинкових одиницях і безпечну його кількість у ґрунті, можна встановити дозу внесення, наприклад, осад стічних вод як органічного добрива або дати кількісну оцінку забруднення ґрунту важкими металами.

При використанні осадів стічних вод та інших відходів необхідно враховувати ГДК того чи іншого елементу в ґрунті і динаміку його накопичення за систематичного його застосування. Гранично допустимий вміст важких металів у осадах стічних вод, які використовуються в сільському господарстві, такий (мг/кг сухої речовини): Рb, Сг, і Сu – 1200, Cd –20, Ni – 200, Hg – 25, Zn – 3000. Важливо також знати рівень надходження токсичних елементів у рослини і можливе накопичення їх у господарській частині врожаю. Оскільки такий комплексний підхід часто відсутній, рекомендації щодо застосування промислових і комунальних відходів досить суперечливі.

Надзвичайно важливо не піддавати людей ризику захворювання від перевищення вмісту важких металів у продуктах харчування. За попередніми нормами МОЗ, гранично допустиме надходження з продуктами харчування свинцю становить 3 мг у тиждень, кадмію – 0,4, ртуті – 0,3 мг. Зазвичай ц норми не порушуються [20, 47]. Гранично допустимий вміст важких металів у продуктах харчування наведено у таблиці 1.3. При кулінарній обробці вміст важких металів у овочах і картоплі знижується. При промивці, очистці, знятті шкірки, бланшуванні кількість свинцю і ртуті в овочах зменшується на 50%, в картопл на 80-85%, а кадмію, який знаходиться в середині бульби, – на 20%. Проста промивка салату зменшує вміст свинцю на 90%. Найбільш небезпечними з цієї точки зору є атмосферні забруднення і використання як добрив осаду стічних вод, компостів із побутового сміття, промислових відходів. Зниженню надходження важких металів у рослини сприяють такі прості агротехнічні заходи, як: вапнування рунту і внесення органічних добрив, комплексне агрохімічне окультурювання полів, застосування природних цеолітів тощо. Внесення гною і фосфорно-калійних добрив знизило рухомість цинку в ґрунті на 27%, міді – на 5,5%, внесення 5 т/гa соломи і фосфорно-калійних добрив – відповідно на 16 і 19%.

Таблиця 1.3.

Гранично допустимі концентрації деяких хімічних елементів в основних групах харчових продуктів, мг на 1 кг сирого продукту

На забруднених важкими металами ґрунтах не можна вирощувати листові овочі і коренеплоди, які сильніше за інші культури поглинають метали з ґрунту. Відносно небагато їх накопичують у товарній частин урожаю томати і баштанні. Але краще на таких ґрунтах вирощувати технічн культури: льон, коноплю, картоплю, а також цукрові буряки.

При сильному забрудненні важкими металами верхній шар ґрунту знімається і замінюється «чистим».

Важкі метали є протоплазматичними отрутами, токсичність яких збільшується по мірі збільшення відносної атомної маси.

За фітотоксичністю сполуки можна розподілити у такий ряд:

•    дуже фітотоксичн елементи – чинять дію на тест-організми при концентраціях в розчині до 1 мг/л: Аg+, Ве2+, Нg2+, Sn2+ і можливо Со2+, Ni2+, Pb2+ і СrO2- .

•    помірно токсичні: 1-100мг/л викликає інгібуючу дію: AsO42-, ВO33-, ВгО4-, СІО4-, МnО42-, МоО42- антимоніт селену; іони As, Se, Al, Ba, Cd, Cr, Fe, Mn, Zn.

•    слаботоксичні: рідко чинять негативний ефект при рівнях більше 1800 мг/л: Сl-, Вr-, L-, Са2+, Mg2+, K+, Na+, Rb2+, Sr2-, Li+ , NO3- .

Токсичність важких металів може проявлятися по-різному:

-   Сu, Нg: при токсичній концентрацій інгібують активність ферментів, утворюють комплекси з органічними молекулами, що здатні проникати крізь клітинну мембрану.

-   Al, Ba, Fe: утворюють преципітати з РО43-, SO42-, утворюють хелатоподібні комплекси з обмінними метаболітами.

Взаємодіють із клітинними мембранами, змінюючи їх проникність і інші властивості. Au, Cd, Cu і Fe2+ іноді викликають розрив клітинних мембран.

Конкуренція: Li – з Na; Cs – з К; Ва і Sr – з Са; Cd – з Zn.

На фітотоксичність впливають такі показники: концентрація металу в ґрунтовому розчині. Деякі рослини здатні акумулювати метали; ґрунтові фактори: рН (впливає на рухомість металів і засвоєння їх кореневою системою), вміст органічної речовини та інші фактори. При рН близько 7 у ґрунтах з істотним вмістом важких металів попереджується фітотоксичність багатьох з них, але ті ж концентрації при рН 5,5 і нижче можуть стати летальними для рослин; забезпеченість рослин елементами живлення, фази росту, глибини проникнення коренів, тривалості вегетаційного періоду; удобрення, вапнування; зміна освітленості, температури і зволоження впливає на рух трансформацію важких металів у ґрунтовому середовищі і рослинах, на взаємодію між рослинами і металами.

Для характеристики вибіркового поглинання хімічних елементів рослинами Б.Б. Полинов (1945) ввів у обіг величину, що пізніше була названа А.І. Петельманом (1961) коефіцієнтом біологічного поглинання (КБП), що представляє собою часткове відношення кількост хімічного елемента у золі рослин до його вмісту в літосфері [16, 105]:

де Ср – вміст елемента в золі рослини; Сп – вміст елемента в ґрунті.

КБП змінюється від 0,001 до 100. У складених ним рядах біологічного поглинання виділено п'ять груп елементів: інтенсивно накопичуван КБП=10...100; сильно накопичувані – КБП=1...10; слабо накопичуван середнього захвату – КБП=0,1...1,0; слабкого захвату – КБП=0,001-0,01. КБП хімічного елемента для одного і того ж виду рослин не є сталим і може змінюватись.

Сучасні уявлення фізіологів щодо надходження поведінки важких металів у рослинах (Вахмістров, 1966; Tiffin, 1977; Вахмістров, Мазель, 1973; Лібберт, 1976; Клаксон, 1978) зводяться до наступного [16, 116].

Важливу роль у захисті рослин від надлишку важких металів, що надходять із ґрунту в корені, виконує коренева система. Затримуючи надлишкові іони, корені тим самим сприяють зберіганню в надземних органах сприятливих (чи нешкідливих) концентрацій хімічних елементів.

Захисні можливості коренів дуже великі, але вони мають межу; при дуже високій кількості токсиканта у середовищі його потік у надземні органи посилюється. Спочатку це відмічається у листках, потім – і у зернах.

Іони металу, потрапивши у корінь, займають вільний простір, адсорбуються на стінках і залишаються в розчині. Щоб брати участь у метаболізмі коренів, їм необхідно подолати плазмалему. Подолання клітинних мембран необхідне і для досягнення іонами ксилеми: обійти перешкоду поясок Каспарі – вони можуть тільки шляхом переходу із апопласта у симпласт. Однак цей шлях долається важко, оскільки у мембранах локалізований механізм вибіркового поглинання іонів, який обмежує проникнення у клітину баластних надлишкових іонів. Якщо все ж таки у клітинах кореня іонів виявиться понад допустимий ліміт, то включається ще один механізм захисту, який переводить надлишок у вакуолі.

Таким чином, частина іонів металу затримується у вільному просторі чи переправляється у вакуолі, інша частина використовується у процесі метаболізму, третя – із ксилемним соком підіймається у надземні органи.

При просуванні по ксилемі метали можуть адсорбційно поглинатися її стінками, а також закомплексуватися присутніми у клітинному соці органічними сполуками. Однак, як вказує У. Ліндсей (Lindsay, 1972), важкі метали – Zn, Ni, Cu, Fe – не зв'язані тут у високостабільн ліганди [16, 123]. Проходячи переважно транзитом шлях по ксилемі, іони потрапляють у листки, перш за все, в апопласта. Для того, щоб проникнути в клітини листка, у якому відбувається основна синтетична діяльність рослин, онам знову потрібно подолати клітинні мембрани. За аналогією з коренями тут діють механізми вибіркового поглинання. Основна його функція – забезпечення нормального вмісту іонів у цитоплазмі, тобто вона пов'язана з захистом життєво важливих органів і процесів. При потраплянні важких металів у листок їх надлишок може акумулюватися у різноманітних структурах листка і клітини: провідні тканини, апопласта, вакуолі.

Як відомо, елементи з ґрунту поглинаються переважно у вигляді іонів. Однак у рослинній тканині ця форма вже не домінує. Метали в іонній формі, очевидно, у помітній кількості можуть зустрічатися в ксилемі, апопласті і вакуолях, тоді як у цитоплазмі вони входять, в основному, у склад органічних сполук. Органічні сполуки, що виходять за межі клітин, можуть хелатувати іони металів, роблячи їх менш активними і пом'якшуючи тим самим вплив несприятливого ефекту (Wallace et. c, 1968) [16, 127].

За ступенем рухомості А.Л. Курсанов (1976) виділяє у тканинах три зони [16, 132]:

-   вільний простір, звідки іони вимиваються легко;

-   цитоплазму, яка важко віддає іони;

-   вакуолі, де іони утримуються міцно.

Викладені уявлення допомагають пояснити ситуації, що виникають при забрудненні середовища важкими металами.

Важкі метали негативно впливають на різні боки життя рослин. М.Д. Степановою і Н.Ю. Гармаш було встановлено, що при високому вмісті у рослинних тканинах свинцю змінюється кількість N, Р, Са і Мо, при надлишку Cd – Са, Mn, Cu, Мо. Більшою мірою це стосувалося листків, меншою насіння [19, 231].

При більш детальному вивченні білкового обміну виявилося, що надлишкова концентрація важких металів у рослинах впливає на його фракційний склад, при постійності вмісту глобулінів зростає кількість проламінів, глютелінів і нерозчинного залишку і дещо зменшується вміст альбумінів. Ця обставина вказує на погіршення складу білків, зокрема на зниження вмісту лізину.

Важк метали, починаючи з певної концентрації, гальмують процес фотосинтезу зменшують транспірацію рослин. При високому вмісті у середовищі, наприклад РЬ, продуктивність фотосинтезу в різних сільськогосподарських культурах виходить на рівень 10% від максимальної, а транспірація скорочується майже у 20 разів порівняно з контролем (Bazzaz et al., 1985) [16, 148].

Результатом пригнічення токсикантами фізіолого-біохімічних процесів є загальне послаблення опору рослин до хвороб шкідників, що називається «вторинною» дією токсикантів.

Рис. 1. Фітотоксичність важких металів

Токсичну дію металів на рослини можна прослідкувати по росту:

·   0-2 – ріст відсутній;

·   2-3 – гостра нестача;

·   3-4 – середня нестача;

·   4-5 – оптимальний вміст;

·   5-6 – слабка токсичність;

·   6-7 – сильна токсичність;

·   7 – загибель рослини.

На відміну від симптомів нестачі, які для кожного елементу є специфічними, ознаки надлишку більш-менш однакові. Згідно зі схемою Busser, при поступовому зростанні концентрації іонів у середовищ спостерігається поступова поява ознак пригнічення рослинного організму:

·   1 – гальмування росту;

·   2 – хлороз листків;

·   3 – некрози верхівок і країв листків;

·   4 – відмирання коренів.

Якщо некрози листків і відмирання коренів виступають як прямий наслідок надлишкового вмісту елементу в рослинних тканинах, то хлороз і обмеження росту можуть бути також і результатом антагоністичних взаємовідносин надлишкового іону з іонами поживних речовин виникнення таким чином індукованої нестачі у тканині.

Висока фітотоксичність властива Нg і Cd. Менш токсичними є Cu, Zn, Pb. У дослідах із зеленними культурами встановлено наступний ряд токсичності вивчених хімічних елементів: Cd > Ni > Zn, Cr > Pb [Foroughi et al., 1975] [19, 239]. Згідно з даними, фітотоксичність важких металів розміщується таким чином: Cd > Cu > Co = Ni > As = Cr > Zn > Mn = Fe > Pb.

K.V. Smilde (1981) розташував метали за фітотоксичністю в такий ряд: Cd> Ni> Cu> Zn> Cr і РЬ. Він вказує на те, що метали у чистому вигляді менш токсичні, ніж у поєднанні з іншими металами.

За чутливістю до кадмію рослини можна розмістити у такій послідовності (по зростаючій): томат, овес, салат, лугові трави, морква, редька, квасоля, горох. Цинк слаботоксичний для рослин, малотоксичний молібден, навіть якщо він попадає у ґрунт у великій кількості. Мідь у високих концентраціях може мати токсичну дію на рослину, особливо на легких малогумусних ґрунтах. Ознаки хлорозу й утворення численних зафарбованих у коричневий колір бічних корінців відмічалось у рослин при вмісті у ґрунт 0,7-1,1 кг/га сполук міді, які вилучаютьсь з водою. Найменшу безпеку становить свинець, оскільки у рослинах добре відлагоджена система захисту при проникненн його у кореневу систему.

Зберігання головної функції ґрунту – забезпечення умов для нормальної життєдіяльності сільськогосподарських культур – в умовах зростаючого забруднення оточуючого середовища стає завданням першочергового значення. Успішне вирішення його залежить, зокрема, від дієвості контролю за надходженням забруднювачів у ґрунт, а із ґрунту – у харчовий ланцюг.

ГДК важких металів – це така їх концентрація, яка при тривалому впливі на ґрунт і рослини, що ростуть на ньому, не виклика яких-небудь патологічних змін чи аномалій у ході біологічних процесів, а також не призводить до накопичення токсичних елементів у сільськогосподарських культурах і, відповідно, не може порушувати біологічний оптимум для сільськогосподарських тварин і людини (табл.1.4.).

Макаренко Н.А. вказує на те, що валовий вміст важких металів доцільно використовувати для загальної характеристики стану ґрунтів потенційної небезпечності важких металів [19, 251]. Лише вміст рухомих форм буде зумовлювати рівень їхньої токсичності.

Метали саме у рухомих сполуках негативно впливають на ґрунтовий біоценоз, що неодноразово було доведено вітчизняними зарубіжними спеціалістами. Згідно з ГОСТ 17.4.1.02-83, у ґрунтах, у першу чергу, необхідно проводити контроль за вмістом As, Cd, Hg, Se, Pb, Zn (/ клас небезпечності), у другу чергу – за вмістом В, Co, Mo, Ni, Cu, Sb, Cr (// клас небезпечності), у третю чергу – Ва, V, W, Mn, Sr (/// клас небезпечності).

Існування зворотного зв'язку між вмістом важких металів у ґрунті і врожаєм враховується, наприклад, румунськими дослідниками при класифікації ступеня забруднення ґрунтів (Rauta, Carstea, 1986) [19, 153]:

Ступінь забруднення ґрунту Зниження врожаю і(чи)

його якості, %

практично незабруднені <5

злегка забруднені 6-10

середньо забруднені 11 -25

сильно забруднені 26-50

дуже сильно забруднені 51-75

надлишкове забруднення >75

Слід зазначити, що, згідно з багатьма дослідженнями, пороговим слід вважати зниження урожаю на 15-20%, оскільки при цьому відбувається важлива у гігієнічному плані обставина – накопичення важких металів у частині рослин, що вживаються у їжу, вище ГДК.

Таким чином, вивчення результатів антропогенного забруднення оточуючого середовища уданий час набуло виключно важливого значення, оскільки багато з хімічних нгредієнтів, які накопичуються у повітрі, воді і ґрунтах, є надзвичайно небезпечними для живих організмів. На найбільшу увагу заслуговує техногенне накопичення важких металів, особливо у ґрунтах – початковій ланці харчового ланцюга. Так само актуальними є вивчення забруднення сільськогосподарських культур, тому що 70-80% від загальної кількості важких металів, що надходять в організм людини, припадає на рослинну продукцію.

Таблиця 1.4.

ГДК важких металів, мг/кг

Серед заходів детоксикації надлишку важких металів у ґрунті можна виділити наступні:

1. Вапнування ґрунту

Установлено, що при рН 6,5 спостерігається найменша розчинність важких металів. У дослідах, проведених Карповою Потатуєвою, встановлено, що вапно значно знижує надходження кадмію в рослини. У літературі часто відмічається переважно антагонізм між Са і важкими металами. Даних про взаємодію Мg з важкими металами дуже мало.

2. Застосування гною, торфу, органо-мінеральних компонентів та інших дозволяє використовувати властивість багатьох органічних сполук до комплексоутворення з важкими металами. Утворені металоорганічн комплекси є або малорухомими, або неспроможними до подолання клітинних мембран на контакті ґрунт – корінь. Поряд із цим використання органічних добрив вирішу нше важливе для забруднених ґрунтів завдання – збагачує їх органічним вуглецем елементами мінерального живлення рослин.

3. Значну здатність до детоксикації важких металів мають фосфорні добрива. Фосфати Pb, Zn та інших металів являють собою важкорозчинні сполуки, малодоступні для рослин. Внесення 3 т/га однозаміщеного фосфату кальцію в ґрунти за ефектом детоксикації Pb (враховувався вміст Pb у рослинах) відповідало внесенню від 1 до 4 т СаСO3 /га. Для зниження видатків на суперфосфат доцільно використовувати фосфоритне борошно. Тому фосфоритування кислих ґрунтів з метою інактивації надлишкових важких металів розглядається як один з важливих заходів охорони здоров'я людини і тварин.[1, 47].

4. Для детоксикації надлишку важких металів у ґрунті, можливо, ефективним стане використання цеолітів як природних, так і штучних. Слід зазначити, що це відноситься до металів, що знаходяться у ґрунтовому розчині у вигляді катіонів. Надходження у рослини аніонної форми металів від присутності цеолітів не знижується [1, 48].

При застосуванні різних видів цеоліту в кислих рунтах, забруднених свинцем, вдавалося знизити вміст цього металу на 30%. Разом з тим, у деяких ґрунтах ефект від присутності цеоліту виявився слабким [1, 49].

5 Як відомо з агрохімії, при поглинанні рослинами з ґрунту хімічних елементів виникають протилежно направлені взаємодії: синергічні, коли присутність одного елемента сприяє надходженню в корені іншого, і антагоністичні, коли все протікає навпаки.

Антагоністичні взаємодії між хімічними елементами, мабуть, можна використовувати для зменшення надходження важких металів із ґрунту в рослини. Зокрема, було вказано на антагонізм між На та Zn доводилася можливість використання цинку, в даному випадку як значно менш токсичного, для обмеження надходження ртуті в харчові ланцюги [1, 50].

У США є рекомендації по застосуванню добрив, що містять Cd, з врахуванням співвідношення Zn: Cd. Якщо воно більше за 100, то кількість Cd, що вноситься на 1 га, не повинна бути більшою за 6-7 кг. Якщо менше 100, то норма внесення Cd із добривами 3-4 кг/га.

Поряд з цими існують і біологічні заходи, що діють у тому ж напрямку. До них відноситься вирощування толерантних культур чи сортів, що використовуються в їжу, вирощування технічних і лісових культур, розведення квітів.

7 Як надзвичайний захід пропонується створення нового орного горизонту як за рахунок плантажної оранки, що забезпечу захоронення шару на глибині 40-50 см і вивертання на поверхню підорного незабрудненого, так і шляхом створення насипної товщі за рахунок ґрунту, привезеного з незабрудненої території. Можливе також видалення токсичного шару розміщення на його місці нормального ґрунту.

Цинк. Ґрунт: кларк цинку в земній корі 7*10-3%. Існує 72 цинкових мінерали (мінеральних видів). Вміст його у ґрунтах залежить від материнської породи, вмісту органічно речовини реакції ґрунтового розчину. Вміст валового Zn у ґрунтах змінюється від 5,5 до 132 5 мг/кг. Ґрунти України бідні на рухомі форми Zn і мають від слідів до 0,30 мг/кг сухого ґрунту Zn Cd є супутниками: чим більше у ґрунті Zn, тим більше у ньому Cd Відношення Zn до Cd становить близько 1000:1 (Виноградов А.П., 1950). У гумусовому шарі вміст Zn підвищується. За даними наукових установ, цинкові добрива треба вносити у рунт тоді, коли вміст у ньому рухомої форми в орному шарі менше 0,3 мг/кг. зв'язку з можливою шкідливою дією надлишків Zn на живі організми встановлено його ГДК, яке становить 300 мг/кг у ґрунті для валових форм і 23 мг/кг – для рухомих форм цинку [19, 258-261].

Рослини: вміст Zn у рослинах коливається від 15 до 22 мг на 1 кг сухої речовини, винос з урожаєм різних культур від 75 до 188 г на 1 га (Каталимов М.В., 1960), за іншими джерелами (Федюшкін Б. Ф., 1989) від 1200 до 2100 г/га. На думку Р.Брукса (Brooks, 1983) середній вміст цинку в рослинах 50 мкг/г сухої речовини. Zn має слабку фітотоксичність що проявляється тільки при збільшенні його вмісту в ґрунті. Ознаки фітотоксичності проявляються при вмісті Zn в тканинах 300-500 мг/кг сухої речовини. Zn входить до складу ферментів, бере участь у білковому, вуглеводневому, фосфорному обміні речовин, у біосинтезі вітамінів та росткових речовин [19, 261-262].

ГДК для цинку становить 200-400 мг/кг сухої маси рослин.

Тварини і людина: цинк, як і інш мікроелементи, поступає у тваринний організм із кормами.

Цинк активізує гормони статеві, передньої частини гіпофізу і підшлункової залози. Цинк входить до складу гормону підшлунково залози інсуліну, регулюючи при цьому вуглеводневий обмін; статевих гормонів, активізуючи тестостерон, фолікулін, пролін; відіграє важливу роль у процесах запліднення і відтворення. Тісний зв'язок цинку з гормонами, ферментами вітамінами зумовлює його регулюючий вплив на відтворну функцію, обмін вуглеводів, білків, жирів, систему кровотворення, ріст і розвиток організму тварин. Цинк виявлений у складі ферментів дегідрогенази, пептидази, трансфосфорилази, карбоксипептидази, карбоангідрази, уреази. Ці ферменти беруть участь у обміні білків і вуглеводів. Цинк каталізує ферменти аргіназу, дегіропептидазу, амінопемтидазу, енолазу та ін. Отже, він бере участь у процесах клітинного дихання та окислення вуглеводів.

Цинк є необхідним для утворення і дозрівання сперматозоїдів. При надлишковому надходженні до організму людей і тварин токсично діє на серце, кров та інші органи, виявляє канцерогенну дію. Засвоєння тваринами цинку з різних кормів неоднакове. Наприклад, цинк кукурудзи засвоюється у кількості 52%, пшениці – 60%, гороху, ячменю, вівсу і бобів 66-68%, люпину – 80% від прийнятого (табл. 1.5.).

Таблиця 1.5.

Допустимий вміст у рослинному матеріалі й винос елементів із врожаєм

Таблиця 1.6

Природний та допустимий вміст важких металів у ґрунті (мг/кг) і рослинному матеріалі, мг/кг сухої речовини

Таблиця 1.7

Кларки і МДР важких металів у ґрунтах (за Н.А. Черних, В.Ф. Ладиніним)

Таблиця 1.7

Регіональні кларки важких металів для рунтів України, мг/кг (за А.І. Фатєєвим)

·   * – середній вміст

·   ** – діапазон коливань

Свинець. Ґрунт: кларк Рb у літосфері – 1,6*10-3%, 16 мг/кг. У ґрунті кількість його коливається від 0,37*10 -3 до 4,33*10 -3%. Розроблені ГДК значно відрізняються один від одного. За одними даними, ГДК валових форм Рb у ґрунт становить 100 мг/кг, за іншими – 15-20 мг/кг; 32 мг/кг. ГДК рухомих форм свинцю в ґрунті становить 2 мг/кг.

Рослини: свинець має невисоку фітотоксичність: наявність діючої у рослинах системи інактивації елементів, що проникають у кореневу систему, затримує основну частину Рb у коренях рослин. Дуже висок концентрації Рb можуть суттєво пригнітити ріст рослин і викликати хлороз, обумовлений порушенням надходження Fe.

Звичайний вміст Рb у сільськогосподарських культурах, що використовуються в їжу, – 1-5 мг/кг сухої речовини. ГДК Рb овочевих і зернових культур становить 0,3 мг/кг, але є і більш високі показники (до 10 мг/кг сухої маси). Допустима концентрація у кормах –до 10 мг/кг.

Тварини і людина: отруєння тварин свинцем трапляється у місцевостях, де трава містить до 150 мг і більше свинцю в 1 кг сухої речовини. Крім того, часто причиною отруєнь тварин цим елементом транспортні засоби, у яких перевозять корми, забруднені сполуками свинцю, що широко застосовується у промисловості й потрапляє в атмосферу та воду.

Кадмій. Ґрунт: кларк Cd літосфері 1,3*10-5% або 0,13 мг/кг. У ландшафті Cd є рідким розсіяним елементом. Cd численні основні, подвійні і комплексні: сполуки. ГДК у воді 10 мг в 1 л. Для ґрунтів Франції встановлено ГДК Cd 3 мг на 1 кг ґрунту, ,у нашій країні – 3 мг/кг для валових форм і 0,7 мг/кг – для рухомих. Більш нтенсивно надходить Cd у рослини на кислих ґрунтах і значно менше – на нейтральних і лужних, тому для зниження надходження його у рослини велику роль відіграє їх вапнування.

Токсичний вплив на рослини: цей елемент, маючи надзвичайно високу токсичність, легко пересувається у ґрунтах, швидко засвоюється рослинами і нагромаджується у них. Він має кумулятивні властивості. Унаслідок надмірного вмісту кадмію в рослинах спостерігається почервоніння хлороз листків, стебел, черешків.

У природній рослинності західних штатів США концентрація кадмію коливається у межах 0,03-0,3 мкг/г сухої речовини. У зерн злаків з різних країн вміст кадмію змінюється від 0,02 до 0,2 мкг/г сухо речовини. Згідно деяких даних, середня концентрація кадмію в рослинах суходолу дорівнює 0,005 мкг/г сухої речовини.

Середній вміст в органах рослин: зерно – 0,2-4 мг/кг; солома – 0,1-12 мг/кг. Фітотоксичність Cd пояснюється його близькістю за хімічними властивостями до Zn. Може виступати у ролі Zn у багатьох біохімічних процесах, порушуючи роботу ферментів. Це призводить до цинкової недостачі і, як наслідок, пригнічення рослини та її гибелі.

Токсичний вплив на тварин і людину, токсичність кадмію проявляється досить сильно. Є дані про ембріофобну і канцерогенну дію кадмію. Цей метал здатен заміщувати цинк у ензиматичних системах, необхідних для формування кісткової тканини, що супроводжується важкими захворюваннями. Відоме гостре захворювання, що вражає кісткову систему (хвороба ітаї-ітаї). Негативний вплив на тварин виявляється не відразу після поїдання корму, що містить надмірну кількість кадмію, а через деякий час.

Кадмій знижує здатність організму протистояти хворобам. Він має мутагенні і канцерогенні властивості, негативно впливає на спадковість, а також руйнує еритроцити крові, сприяє захворюванням нирок сім'яних залоз, викликає гастрит і анемію (МінєєвВ.Г. та ін., 1981) [19, 264].

Для людини допустима доза Cd становить 70 мкг на добу для дорослих і повністю виключає його присутність у питній воді та їжі для дітей.

Розділ 2. Методика обстеження земель навколо підприємств-забруднювачів

Як свідчить багаторічний досвід з цього питання, що зона істотного забруднення ґрунтового покриву навколо промислових підприємств охоплює територію в напрямку пануючих вітрів до 20-30 км і із інших напрямків 10-15 км. Розподіл атмосферних викидів по площі довкола відбувається в певній закономірності на промисловій площадці підприємства переважають викиди, що надходять із заводських труб і вентиляційної системи: в радіус 0,5-1 км випадають найбільш великі і важкі частки; на відстані 1,5-2,5 км знаходиться зона максимального і різноманітного забруднення; на відстан 2,5-5,0 км при високих заводських трубах розташована зона такого ж різноманітного забруднення, але викиди мають більш тонкий гранулометричний склад; у смузі 5-10 км зосереджуються газопилові викиди різноманітного складу, однак щільність покриття ними тут значно менша.

Перед обстеженням забрудненості ґрунтового здійснюють рекогностировочний об'їзд територій під час якого уточняють розміщення населених пунктів напрямок сільськогосподарського виробництва та випадки захворювання жителів населених пунктів. Обстежуючи умови забруднення навколишнього середовища промисловими викидами, необхідно підтримувати зв'язок з державними органами охорони природи, місцевими установами санітарно-епідеміологічної та гідрометеорологічними службами, які мають пункти контролю за станом повітря, води, ґрунту. Ступінь забруднення ґрунтового покриву попередньо оцінюється за показниками кислотності, лужності, засоленості, співвідношення C/N в гумусі, вмісту сірки тощо. Висновок про дальність переносу техногенних викидів робиться на підставі всієї зібрано нформації, яка використовується також при виготовленні прогнозної (загальної) картосхеми. Вона обов'язково потрібна на початковому етапі обстеження, як первісна основа. Загальну картосхему виготовляються у такий спосіб: на план місцевості навколо підприємства забруднювача в радіусі 10 км по периметру проводять зовнішню мережу території підвищеного вмісту важких металів, після чого намічають виїзні маршрутні лінії для відбору зразків ґрунту, а також орієнтовні місця розташування, розмір і конфігурацію ключових, та елементарних ділянок і пробних (робочих) площадках.

Розуміти терміни і назви ділянок потрібно так:

Ключова ділянка – це найменша геоморфологічна одиниця ландшафту, що в достатній мірі відображає тип, підтип тобто генезис властивості ґрунту, ґрунтотворної породи, а також рельєф території, гідрологію, рослинність і т. д. В її межах виділяють елементарні ділянки.

Елементарна ділянка – це частина площі ключової ділянки, яка досить однорідна за мезорельєфом і ґрунтовим покривом на рівні виду і різновиду. В межах ключово ділянки їх може бути одна або декілька. Розмір елементарної ділянки величина не постійна і збільшується по мірі віддалення від джерела забруднювача. Чим дал від підприємства, тим більше елементарних ділянок.

Робоча (пробна) площадка. В межах елементарної ділянки виділяється робоча площадка, яка призначена безпосередньо для відбирання проб рунту з яких складається гніздова проба, основний розмір ділянки 1 га, але якщо її ґрунтовий покрив різноманітний виділяють 2-3 робочі ділянки.

На плані місцевості орієнтовне розміщення пробних площадок здійснюється за такою схемою: безпосередньо навколо підприємства намічають пробні площадки по 8 румбах; в радіусі 1,5-2,5 км (зона найбільшого забруднення) – по 10-12; в радіусі 2,5-5,0 км – по 12-16; в радіусі 5-10 км по 16-24 румбах і так далі. В полі місця розташування, як пробних площадок так елементарних та ключових ділянок, уточнюють з урахуванням ландшафтно-геохімічних особливостей території, що обстежується. При розміщенн за румбами відстань між пробними площадками становитиме 1,5-2 км, а їх загальна кількість складатиме на орних землях 100-200, а з урахуванням площ під лісами, луками пасовищами – приблизно 200.

Кількість точкових проб ґрунту, необхідних для складання гніздової проби, повинна бути тим більше чим сильніше варіювання (строкатість) вмісту важких металів. На великій відстані від джерела забруднення, де рівень забруднення і вміст важких металів мало відрізняється від фонового (природного), кількість точкових проб може бути такою як при картографуванні мікроелементів – 20-30 проб. З наближенням до підприємства для складання гніздової проби беруть 40-60 точкових проб ґрунту. Час відбору ґрунтових проб не має істотного значення, але господарської точки зору дану роботу краще виконувати до сівби на весні, або восени після збирання врожаю.

За літературними даними зона істотного забруднення рунтового покриву навколо промислових підприємств охоплює територію в напрямку пануючих вітрів до 20 - 30 км, а з інших боків – 10-15 км. В 2008 роц розпочато обстеження сільгоспугідь на вміст важких металів в ґрунті навколо ВАТ «Рівнеазот». У викидах цього підприємства залежно від сировини можуть знаходитись солі важких металів. За десятки років у відвалах підприємства накопичилось тисячі тонн промислових відходів, основним з яких є фосфогіпс.

Методи досліджень Для вивчення забруднення ґрунтів викидами ВАТ «Рівнеазот» було закладено пробні площадки розміром 1га по 8-ми напрямках рози вітрів в радіусі 1 км, 2,5 км, 5 км, 10 км. Змішаний зразок складався з 20-40 індивідуальних проб відібраних на пробних площадках розміщених на віддалі 5 і 10 км і 40-60 проб відібраних на віддалі 1 2,5 км буром на глибину 20 см.

Визначення міді, цинку, кадмію та свинцю проводилось у витяжці 0,1н азотної кислоти з послідуючою атомно-абсорбційною спектрофотометрією на С-115. Визначення ртуті проводилось у витяжц суміші концентрованих азотної та сірчаної кислоти в співвідношенні 1:1 методом безполум'яної атомної абсорбції на приладі «Юлія-2» [10].

В таблицях 2.1. – 2.5 наведено визначення вмісту важких металів в ґрунті сільгоспугідь поблизу ВАТ «Рівнеазот».

Дослідження показали, що вміст ртут (табл. 2.1) в орному шарі ґрунту за всіма напрямками не перевищує ГДК (2,1 мг/кг). Максимальні значення цього елементу складають 0,05 мг/кг. Розподіл забруднення рівномірний незалежно відстані та напрямку і не пов'язане з викидами підприємства.

Рівні забруднення ґрунтів кадмієм (табл. 2..2) значно вищі як ртуттю, але не перевищують допустимих значень (3,0 мг/кг), Забруднення ґрунтів кадмієм найбільше на відстані 1 км. Максимальні значення відмічаються у південно-східному, північно-східному та північно-західному напрямках і складають 2,05- 2,28 мг/кг.

Вміст свинцю (табл. 2.3) в ґрунті склада 3,48-20,6 мг/кг і не перевищує ГДК (30 мг/кг). В східному, північному, північно-східному та північно-західному напрямках він зменшується з віддаленістю від підприємства. За іншими напрямками спостерігається зворотна тенденція. Максимальні значення відмічаються на відстані 2,5 км в південно-східному і південно-західному напрямках, на відстані 5 і 10 км в південному напрямку.

Вміст цинку (таблиця 2.4) в ґрунті склада 0,98 - 16,68 мг/кг, значно нижче гранично-допустимих значень (100,мг/кг). При цьому, відмічається збільшення концентрації елементу з віддаленістю від підприємства в південному та південно-східному напрямку, де спостерігаються максимальні значення.

Що стосується забруднення ґрунтів міддю (таблиця 2.5), слід відмітити, що вміст її в ґрунті складає 2,5 - 33,55 мг/кг (ГДК – 55 мг/кг).Слід відмітити, що концентрація елементу зростає лише в північно-східному і південно-західному напрямку. Максимальні рівні зустрічаються на віддалі 2,5 та 10 км від підприємства в південному та північно-східному напрямку.

Таблиця 2.1.

Вміст ртуті в ґрунті навколо ВАТ «Рівнеазот»

Таблиця 2.2.

Вміст кадмію в ґрунті навколо ВАТ «Рівнеазот»

Таблиця 2.3.

Вміст свинцю в ґрунті навколо ВАТ «Рівнеазот»

Таблиця 2.4.

Вміст цинку в ґрунті навколо ВАТ «Рівнеазот»

Таблиця 2.5

Вміст міді в ґрунті навколо ВАТ «Рівнеазот»

Висновки:

1.  Вміст ртуті та свинцю в ґрунті на полях поблизу ВАТ «Рівнеазот» не відрізняється від середніх значень отриманих при агрохімічній паспортизації с/г угідь

2.  Середній вміст кадмію і міді в ґрунті вищий в 3 і 2 рази відповідно, а цинку в 3 рази менший порівняно з результатами агрохімічно паспортизації.

Бурхливий розвиток промисловості і накопичення продуктів техногенезу в ґрунті обумовлює необхідність розробки і впровадження нтенсивних методів захисту ґрунтового покриву. Стратегічним напрямом в охорон природи є впровадження безвідходних технологій, замкнутих циклів виробничого водопостачання, ефективних пилогазоочисних споруд, що дозволило б зменшити навантаження на ґрунт в 100—250 разів.

Особливе занепокоєння викликає зростання в останні роки процесів техногенного забруднення та порушень водно-хімічних показників якості ґрунтів. Для підтримки рішень по забезпеченню виконання вимог закону України «Про охорону земель» ряду інших законодавчих актів, регулюючих сучасні земельні відносини в Україні, необхідно мати достовірні, точні і своєчасні дані про якісні і топографічн характеристики забруднених та деградованих земель, природу і параметри чинників деградації та забруднення.

Моніторинг земель це система спостереження за станом земель з метою своєчасного виявлення змін, х оцінки, відвернення та ліквідації наслідків негативних процесів. У систем моніторингу земель проводиться збирання, оброблення, передавання, збереження та аналіз інформації про стан земель, прогнозування їх змін і розроблення наукового обґрунтувальних рекомендацій для прийняття рішень щодо запобігання негативним змінам стану земель та дотримання вимог екологічної безпеки. Моніторинг земель є складовою частиною державної системи моніторингу довкілля.

Завданням моніторингу земель є періодичний контроль динаміки основних гнунтових процесів у природних умовах і при антропогенних навантаженнях, прогноз еколого-економічних наслідків деградації земельних ділянок з метою запобігання або усунення дії негативних процесів. До завдань монітор гину земель відносяться: довгострокові систематичні спостереження за станом земель, аналіз екологічного стану земель, своєчасне виявлення змін стану земель, оцінка цих змін, прогноз і вироблення рекомендацій про попередження і усунення наслідків негативних процесів, інформаційне забезпечення ведення державного земельного кадастру, землекористування, землеустрою, державного контролю за використанням охороною земель, а також власників земельних дільниць.

За літературними даними зона істотного забруднення рунтового покриву навколо промислових підприємств охоплює територію в напрямку пануючих вітрів до 20 - 30 км, а з інших боків – 10-15 км. В 2008 роц розпочато обстеження сільгоспугідь на вміст важких металів в ґрунті навколо ВАТ «Рівнеазот». У викидах цього підприємства залежно від сировини можуть знаходитись солі важких металів. За десятки років у відвалах підприємства накопичилось тисячі тонн промислових відходів, основним з яких є фосфогіпс.

Дослідження показали, що вміст ртуті в орному шарі ґрунту за всіма напрямками не перевищує ГДК (2,1 мг/кг). Максимальн значення цього елементу складають 0,05 мг/кг. Розподіл забруднення рівномірний незалежно відстані та напрямку і не пов'язане з викидами підприємства.

Рівні забруднення ґрунтів кадмієм значно вищі як ртуттю, але не перевищують допустимих значень (3,0 мг/кг), Забруднення ґрунтів кадмієм найбільше на відстані 1 км. Максимальні значення відмічаються у південно-східному, північно-східному та північно-західному напрямках складають 2,05- 2,28 мг/кг.

Вміст свинцю в ґрунті складає 3,48-20,6 мг/кг не перевищує ГДК (30 мг/кг). В східному, північному, північно-східному та північно-західному напрямках він зменшується з віддаленістю від підприємства. За іншими напрямками спостерігається зворотна тенденція. Максимальні значення відмічаються на відстані 2,5 км в південно-східному і південно-західному напрямках, на відстані 5 і 10 км в південному напрямку.

Вміст цинку в ґрунті складає 0,98 - 16,68 мг/кг, значно нижче гранично-допустимих значень (100,мг/кг). При цьому, відмічається збільшення концентрації елементу з віддаленістю від підприємства в південному та південно-східному напрямку, де спостерігаються максимальні значення.

Що стосується забруднення ґрунтів міддю, слід відмітити, що вміст її в ґрунт складає 2,5 - 33,55 мг/кг (ГДК – 55 мг/кг). Слід відмітити, що концентрація елементу зростає лише в північно-східному і південно-західному напрямку. Максимальні рівні зустрічаються на віддалі 2,5 та 10 км від підприємства в південному та північно-східному напрямку.

Список використаних джерел та літератури

1.    Белюк С.А., Блохіна Н.М., Билолипський В.О. та ін. Методика моніторингу земель, що перебувають в кризовому стані. – Харків, 1998.

2.    Бiлявський Г.О.Основи загальної екологiї: Пiдручник/ Г.О.Бiлявський, М.М.Падун, Р.С.Фурдуй. — К.: Либiдь, 1993. — 304 c.

3.    Боков В.А. Основы экологической безопасности: Учеб. пособие/ В.А.Боков, А.В.Лущик. — Симферополь: СОНАТ, 1998. — 224 c.

4.    Герасимчук А.А. Основи екологiї: Опор. курс лекцiй: Навч. посiб./ А.А.Герасимчук, Ю.I.Палеха. — К: Укр.-фiн. iн-т менедж. i бiзнесу, 1999. 68 c.

5.    Джигирей В. С. Екологія та охорона навколишнього природного середовища: Навч. посіб. — К.: Знання, 2000.

6.    Довідник з агрохімічного та агроекологічного стану ґрунтів/ за редакцією Б.С. Носко та ін.. – К.: Урожай, 1994.

7.    Закон України «Про охорону земель» // Відомості Верховної Ради (ВВР), — 2003// № 39 — С.349.

8.    Екологічний енциклопедичний словник / Під заг. ред. І.І.Дедю. – Кишинів, 1990.

9.    Екологія: Навч. посібник, 2-е вид. – Львів: «Новий світ», 2004.

10.  Інструкція до аналізатора ртуті «Юлія-2».

11.  Корсак К. В., Плахотнік О. В. Основи екології. — 2-ге вид. — К.: МАУП, 2000.

12.  Методика агрохімічної паспортизації сільськогосподарського призначення /за редакцією член-кор. УААН С.М. Рижука. – К., 2003.

13.  Методика суцільного ґрунтово-агрохімічного моніторингу сільськогосподарських угідь / за редакцією О.О.Созінова, Б.С. Прістера. – К., 1994. – С.51.

14.  Методические указания по определению тяжелых металлов в почвах сельхозугодий и продукции растениеводства. – М.: ЦИНАО, 1989. – С.62.

15.  Мякишев І. Проблеми українського ґрунтознавства. – Чернівці, 2001.

16.  Основи ґрунтознавства. – Чернівці, 1999.

17.  Основи екології: Навч. Посібник – 2-е видання. – К.: МАУП, 2000.

18.  Охорона ґрунтів: Навч. посібник / М.К.Шикула, О.Ф.Гнатенко, Л.Р. Петренко, М.В. Капштик. – К.: Знання, 2001. – 398 с.

19.  Панас P. M. рунтознавство: навчальний посібник. – Львів: "Новий Світ – 2000", 2006. – 372 с.

20.  Патика М.В. Відновлення здоров’я ґрунту //Матеріали міжнародної науково-практично конференції «Оптимізація агроландшафтів: раціональне використання, рекультивація, охорона». — Дніпропетровськ, 2-4 червня 2003. — С. 45-47.

21.  Петров К. М. Общая экология: Взаимодействие общества и природы: Учеб. пособие для вузов. — 2-е изд., стер. — СПб.: Химия, 1998.

22.  Про затвердження Положення про моніторинг земель: Постанова... 20 серп. 1993 р. № 661 // Уряд. кур’єр. – 1993. – № 136 – 137. – С. 11.

23.  Про суцільну агрохімічну паспортизацію земель с. - г. призначення: Указ... 2 груд. 1995 р. 1118 // Уряд. кур’єр. – 1995. – 14 груд. – С. 7.

24.  Чернова Н. М., Былова А. М. Экология.— М.: Просвещение, 1988.

25.  Экология города: Учебник для вузов/ Под ред. Ф.В.Стольберга. — К.: Либра, 2000. — 464 c.

26.  Эффективность сельскохозяйственного природопользования/Отв. ред. П. Ф. Веденичев. — К., 1982.

27.  Якість ґрунтів та сучасні стратегії удобрення /за редакцією Д. Мельничука, Дж. Хофман, М. Городнього. – К.: Арістей, 2004.