Формы соединений марганца в почвах при моно- и полиэлементном загрязнении тяжелыми металлами

Кроме того, в варианте опыта Cu, Zn, Pb, Cd, Cr - 5 ПДК (без дополнительного внесения Mn) на 6 сутки после появления всходов наблюдалась гибель всех всходов во всех 4-х повторностях. В вариантах опытов Cu, Zn, Pb, Cd, Cr - 1 ПДК + Mn и Cu, Zn, Pb, Cd, Cr - 3 ПДК + Mn через 14 дней после появления всходов из них оставались жизнеспособными 73 - 75%, а в варианте Cu, Zn, Pb, Cd, Cr - 5 ПДК + Mn через 10 дней после появления всходов - не более 30%.

Поражающее действие ТМ проявлялось в виде хлороза листьев, который сопровождался пожелтением, побурением или покраснением листьев с дальнейшим их иссыханием.

Внесение в почву повышенных доз исследуемой группы ТМ (1 - 5 ПДК) как в условиях моноэлементного загрязнения, так и при одновременном обогащении почвы Mn в дозах 100 - 300 мг/кг было токсичным для исследуемой культуры и приводило к снижению урожая биомассы проростков яровой пшеницы.

Поступление Mn, а также исследуемой группы ТМ, в проростки яровой пшеницы зависело от сопутствующей нагрузки на почву вида ТМ и дозы внесения. Увеличение доз внесения ТМ приводило к увеличению накопления данных элементов в проростках яровой пшеницы. Следует отметить, что из исследуемых ТМ в большей степени проростки яровой пшеницы накапливали Cd, являясь концентраторами данного элемента.

Количественным показателем уровня аномальности содержания ТМ в почве является коэффициент токсичности (К_т) (Н.П. Битюцкий (1999)), в основу определения которого положены урожай биомассы и концентрация металла в растениях. В условиях вегетационного опыта при моноэлементном загрязнении почвы ТМ было установлено, что с увеличением дозы внесения в почву Cd и Zn К_тMn повышается, а с увеличением доз внесения Cu, Pb и Cr - понижается. При этом, оценивая токсичность каждого ТМ в отдельности, прослеживается иная закономерность. Наибольшей токсичностью в условиях моноэлементного загрязнения обладала Cu, а наименьшей - Zn. При этом ряд исследуемой группы ТМ по степени убывания К_т имел вид: Cu > Cr > Pb > Cd > Zn.

Одним из показателей степени накопления элементов растениями является коэффициент биологического поглощения (КБП), который характеризует распределение элемента между живым веществом и абиотической средой. В условиях вегетационного опыта выявлено, что при увеличении вносимых в почву доз Mn от 100 до 300 мг/кг как в условиях моно-, так и биэлементного загрязнения почвы исследуемой группой ТМ значения КБП надземной части проростков яровой пшеницы увеличиваются. Аналогичные закономерности влияния различных доз Mn на КБП выявлены и в отношении корневой системы проростков.

Согласно рядам биологического поглощения элементов А.И. Перельмана (1979), Mn является элементом слабого накопления и среднего захвата. Однако, как свидетельствуют результаты вегетационных опытов, обогащение почвы Mn как в условиях моноэлементного, так и в условиях биэлементного загрязнения (ТМ - Mn) переводит его в разряд элементов сильного накопления. При этом Mn переходит из группы захватывающихся в группу накапливающихся. А в случаях сильного загрязнения почвы Zn (Zn 5 ПДК + Mn 300 мг/кг) - в разряд элементов энергичного накопления.

Было установлено, что биодоступность Mn для проростков яровой пшеницы зависела как от дозы вносимого в почву МЭ, так и от сопутствующего загрязнения почвы ТМ. Внесение в почву возрастающих доз Mn, как в фоновых образцах почвы, так и в условиях би- и полиэлементного загрязнения, приводили к понижению биодоступности МЭ для проростков яровой пшеницы. Однако исследуемые ТМ в условиях би- и особенно полиэлементного обогащения ими почвы (Mn - ТМ) на фоне постоянных доз Mn оказывали различное влияние на биодоступность исследуемого МЭ. Так, во всех вариантах вегетационных опытов биодоступность Mn для проростков значительно повышалась при полиэлементном загрязнении почвы ТМ.

В условиях биэлементного загрязнения почвы одним из исследуемых ТМ и Mn на фоне постоянных доз Mn отмечалось, хоть и в незначительной степени, но повышение биодоступности исследуемого МЭ для проростков яровой пшеницы во всех вариантах опытов. Исследуемые ТМ по силе повышения биодоступности Mn можно расположить в следующий убывающий ряд: Cr>Zn>Cu>Cd>Pb.

При этом Cr значительно повышал биодоступность Mn для проростков лишь в условиях параллельного обогащения почвы Mn в дозах 100 (на 8,4; 12,0 и 10,1%) и 200 (на 4,7; 5,7 и 4,9%) мг/кг (в зависимости от дозы внесения Cr: 1, 3 и 5 ПДК). При дальнейшем увеличении нагрузки на почву Mn (300 мг/кг) биодоступность данного МЭ для проростков не превышала фонового показателя. Действие Zn в повышении биодоступности Mn для проростков было аналогичным действию Cr. Cu, Pb и Cd повышали биодоступность Mn лишь при обогащении почвы ими в высоких концентрациях (3 и 5 ПДК) и при дозе Mn в почве 100 мг/кг, а для Cu и при дозе Mn 200 мг/кг. Во всех остальных вариантах вегетационного опыта Cd и особенно Pb понижали биодоступность Mn для проростков яровой пшеницы.

Для решения практических задач сельского хозяйства и охраны природы принято выражать соотношение основных форм загрязнителей в виде коэффициентов, одним из которых является фактор биологической доступности. Расчет фактора биологической доступности (BF) Mn показал, как изменяется количество подвижных форм соединений данного МЭ в почве и какое их количество может быть поглощено растением в условиях загрязнения почвы ТМ.

Значения факторов биологической доступности кислоторастворимой, обменной и водорастворимой форм Mn зависели от двух факторов: 1) характера биэлементного загрязнения почвы; 2) дозы вносимых полютантов. Показатели биологической доступности подвижных форм соединений Mn в почве при моно- и биэлементном загрязнении в условиях Cr-Mn и Cu-Mn с увеличением вносимой дозы как ТМ, так и Mn увеличивались. Аналогичная закономерность прослеживалась и в вариантах опытов полиэлементного загрязнения почвы всей исследуемой группой ТМ на фоне возрастающих доз Mn. В вариантах опытов в условиях биэлеметного загрязнения почвы Zn-Mn, Cd-Mn, Pb-Mn показатели BF обменных форм соединений Mn с увеличением вносимой дозы как ТМ, так и Mn увеличивались. Показатели BF для водорастворимых форм в случаях Cd-Mn и Pb-Mn снижались, а в случае Zn-Mn - увеличивались. Доступность кислоторастворимой формы Mn в случаях Pb-Mn и Zn-Mn имела нестабильный характер, т.е. в условиях вегетационного опыта то возрастала, то снижалась.

Как при моно-, так и при биэлементном загрязнении почвы исследуемой группой ТМ и Mn количество водорастворимой, кислоторастворимой и обменной форм Mn, перешедших из почвы в растения, имело нестабильный характер. И лишь в условиях полиэлементого обогащения почвы ТМ и Mn отмечалась устойчивая закономерность: К_н всех форм Mn в условиях обогащения ими почвы изменялся в сторону увеличения. Однако, во всех вариантах опыта при би- и полиэлементном обогащении почвы исследуемой группой ТМ (Zn, Pb, Cu, Cd, Cr) и Mn изучаемые экстрагенты по величине К_н марганца, а следовательно, по степени доступности его форм растениям, образуют убывающий ряд: NH₄Ас, рН 4,8 ? Н₂О ? 1н. HCl.

Установлены положительные корреляционные зависимости между вносимой дозой ТМ, Mn, концентрацией их подвижных форм в почве и содержанием Mn в биомассе проростков пшеницы. Корреляция между содержанием исследуемого МЭ в биомассе проростков и концентрацией его подвижных форм в почве в условиях полиэлементного загрязнения была высокой. Эту закономерность можно показать на примере обменных форм (табл. 3).

Таблица 3. Корреляционная зависимость между содержанием марганца в биомассе проростков и обменными формами его соединений в почве в условиях загрязнения тяжелыми металлами

Установлены регрессионные зависимости между количеством Mn в проростках и содержанием его подвижных соединений в почве, которые позволяют прогнозировать уровень накопления металла в растениях при различной степени загрязнения ими почвы. В качестве примера можно показать обнаруженные регрессионные зависимости между количеством Mn в проростках и содержанием его подвижных соединений в почве, переходящих в ацетатно-аммонийный буферный раствор с рН 4,8 (табл. 4).

Таблица 4. Регрессионные зависимости между содержанием марганца в проростках пшеницы (у) и содержанием его подвижных форм (х) в почве

Выводы

Внесение возрастающих доз Mn способствует значительному накоплению всех форм соединений данного элемента в темно-каштановой среднесуглинистой почве. При этом доля различных форм соединений марганца от валового содержания в почве зависит от дозы вносимого в нее МЭ. В темно-каштановой нормальной среднесуглинистой почве марганец в большей степени содержится в виде легковосстанавливаемых форм (15,7%). Обогащение почвы Mn в виде легкорастворимой соли приводит к уменьшению доли элемента в виде одних форм и к увеличению в виде других форм. При этом в большей степени увеличиваются доли сульфитнорастворимых, обменных форм и форм соединений элемента, связанных с оксидами и гидроксидами железа. Доли водорастворимых форм марганца и форм, связанных с органическим веществом почвы, практически всегда остаются минимальными.

Внесение различных доз ЭМП оказывает неодинаковое влияние на содержание форм соединений Mn в почве. В условиях постоянного обогащения почвы Mn при одновременном увеличении азотного питания содержание обменных форм данного МЭ увеличивается. Легковосстанавливаемые формы Mn при увеличении дозы любого элемента-биофила, вносимого в почву, имеют тенденцию к постоянному снижению. Сульфитнорастворимые формы марганца и формы, связанные с оксидами и гидроксидами железа и извлекаемые 0,2 М раствором (NН₄)₂С₂О₄ (рН 6,3), при увеличении дозы любого элемента-биофила, вносимого в почву, имеют тенденцию к накоплению. Особенно к возрастанию сульфитнорастворимых форм Mn способствуют повышенные концентрации P. Формы соединений марганца, связанные с органическим веществом почвы, при увеличении концентрации ЭМП накапливаются неравномерно. Повышенные концентрации N и K на фоне возрастающих концентраций Mn приводят к возрастанию форм Mn, связанных с органическим веществом почвы. Содержание кислоторастворимых форм Mn, извлекаемых из почвы 1н. раствором соляной кислоты, с увеличением концентрации вносимого N возрастает. Увеличивающиеся концентрации, как фосфора, так и калия на фоне постоянной дозы Mn не оказывают влияния на содержание кислоторастворимых форм элемента.

В условиях загрязнения темно-каштановой среднесуглинистой почвы солями Mn и ТМ как в би-, так и полиэлементном вариантах (комплексно), наблюдаются два вида конкурентных взаимоотношений ионов: 1) между различными химическими элементами, стремящимися взаимодействовать с одними и теми же реакционными центрами почвенных компонентов; 2) между различными типами реакционных центров, стремящихся взаимодействовать с одними и теми же ионами. Наименьшим сродством с реакционными центрами органического вещества почвы обладают ионы Cr. Увеличение поступления в почву Cd и Pb приводит к уменьшению накопления в ней водорастворимых и сульфитнорастворимых форм Mn и форм соединений Mn, связанных с оксидами и гидроксидами Fe, а в условиях би- и полиэлементного загрязнения данные ТМ проявляют наибольшее сродство и с реакционными центрами ионного обмена почвы. Наименьшим сродством с реакционными центрами, участвующими в формировании кислоторастворимых форм ТМ в исследуемом типе почвы, в условиях биэлементного загрязнения обладают ионы Cu, а при высоком уровне загрязнения почвы Mn - и ионы Cr. Постоянное обогащение почвы Cu, Cr и Zn, а также комплексом исследуемой группы ТМ приводит к резкому возрастанию содержания сульфитнорастворимых и водорастворимых форм марганца в ней.

Внесение возрастающих доз Mn в темно-каштановую среднесуглинистую почву приводит к ее подкислению. Подкисление усиливается в условиях обогащения почвы элементами минерального питания, а также загрязнения легкорастворимыми соединениями ТМ как в моно-, так и полиэлементном вариантах.

Применение всех форм минерального питания на темно-каштановой среднесуглинистой почве оказывает ощутимое влияние на урожай биомассы проростков яровой пшеницы сорта «Саратовская-29». Mn оказывает как стимулирующее, так и угнетающее действие на урожай биомассы растений. Оптимальной дозой внесения Mn в почву является доза 100 мг/кг. Оптимальными условиями для проростков яровой пшеницы сорта «Саратовская - 29» на темно-каштановой среднесуглинистой почве является доза Mn 200 мг/кг при условии полного минерального питания N_{0, 45}P_0,1K_0,1.

Поступление Mn в растения нарастает с повышением концентрации элемента в почве. Накопление Mn как в надземных, так и в подземных органах сильно зависит от сопутствующей нагрузки на почву ЭМП и ТМ. При этом, коэффициент накопления (К_н) Mn в проростках яровой пшеницы может быть использован как величина, характеризующая степень угнетенности растений данного вида, произрастающих на конкретном типе почвы в условиях моноэлементного загрязнения.

С повышением доз вносимых ЭМП угнетающее действие Mn возрастает. Токсичное действие Mn в условиях параллельного применения ЭМП убывает в ряду: P > K > N. При этом коэффициент токсичности (К_т) Mn в темно-каштановой почве в условиях загрязнения повышенными концентрациями элемента на фоне различного содержания ЭМП является величиной, позволяющей судить о фитотоксичности элемента с большей достоверностью, чем данные о содержании суммы подвижных форм данного МЭ в почве и величина рН почвенного раствора.

Значения факторов биологической доступности кислоторастворимой, обменной и водорастворимой форм соединений Mn в условиях загрязнения почвы ТМ и марганцем зависит от двух факторов: 1) характера биэлементного загрязнения почвы; 2) дозы вносимых полютантов. В условиях би- и полиэлементного обогащения почвы ТМ и Mn исследуемые формы по величине К_н марганца, а следовательно, по степени доступности их растениям, образуют убывающий ряд: NH₄Ас, рН 4,8 ? Н₂О ? 1н. HCl. Исследуемые ТМ по силе повышения биодоступности Mn можно расположить в следующий убывающий ряд: Cr>Zn>Cu>Cd>Pb. Наибольшей токсичностью в отношении проростков яровой пшеницы в условиях моноэлементного загрязнения обладает Cu, а наименьшей - Zn. При этом ряд исследуемой группы ТМ по степени убывания К_т имеет вид: Cu > Cr > Pb > Cd > Zn.

Токсическое действие высоких концентраций исследуемой группы ТМ (Pb, Cd, Cr, Zn, Cu) и Mn на проростки пшеницы проявляется в нарушении поступления и распределения данных элементов в вегетативных органах. Характер взаимодействия ТМ и Mn изменяется в зависимости от вносимых концентраций и носит однозначный характер только при их определенных соотношениях в почве.

Научно-практические рекомендации

Полученные закономерности поступления и перераспределения марганца в темно-каштановой среднесуглинистой почве при различном уровне загрязнения тяжелыми металлами позволяют прогнозировать их накопление в почве и сельскохозяйственных культурах и должны быть использованы в практике эколого-агрохимических исследований почв, подвергшихся воздействию техногенных выбросов.

Установленные оптимальные условия для проростков яровой пшеницы сорта Саратовская-29 на темно-каштановой почве сухостепной зоны Восточного Казахстана должны быть использованы в агрохимической практике региона.

Выявленные закономерности изменения кислотно-основных условий в почве при различных системах удобрений в условиях ее обогащения марганцем и тяжелыми металлами должны учитываться в практике интенсивного сельскохозяйственного оборота земель с целью нормирования содержания этих металлов в почве и для оценки качества растениеводческой продукции.

Список работ, опубликованных по теме диссертации

Панин М.С. Поступление марганца в проростки яровой пшеницы в зависимости от его содержания в темно-каштановой почве / Панин М.С., Королев А.Н // Агрохимия. - 1993. - №1. - С. 87-97.

Панин М.С. Влияние различных доз внесения марганца в темно-каштановую почву на рН почвы и содержание форм его соединений / Панин М.С., Королев А.Н. // Актуальные проблемы геохимической экологии: Доклады V Международной химической школы. - Семипалатинск, 2005. - С. 184-185.

Панин М.С. Изменение рН темно-каштановой почвы под влиянием различных доз марганца / Панин М.С., Королев А.Н. // Актуальные вопросы науки в исследованиях молодых ученых: Материалы Международной конференции молодых ученых. - Астана, 2006. - С. 103-107.

Панин М.С. Формы соединений марганца при различных дозах его внесения в темно-каштановую почву / Панин М.С., Королев А.Н. // Агрохимия. - 2006 . - №7. - С. 40-48.

Королев А.Н. Поступление марганца в проростки яровой пшеницы в условиях обогащения им тмено-каштановой почвы // Тяжелые металлы и радионуклиды в окружающей среде: Доклады 4 Международной научно-практической конференции. - Семипалатинск., 2006. - Т.1. - С. 247-254.

Панин М.С. Влияние марганца на молодые растения яровой пшеницы / Панин М.С., Королев А.Н. // Агрохимия. - 2007. - №1. - С. 68-77.

Королев А.Н. Конкурентные взаимоотношения между тяжелыми металлами и марганцем с реакционными центрами органического вещества темно-каштановой почвы // Биогеохимия элементов и соединений токсикантов в субстратной и пищевой цепях агро- и аквальных систем: Доклады Международной научно-практической конференции. - Тюмень, 2007.

Королев А.Н. Синергизм и антагонизм между марганцем и тяжелыми металлами в условиях антропогенного загрязнения темно-каштановой почвы // Актуальные проблемы экологии и природопользования в Казахстане и сопредельных территориях: Доклады 2-ой Международной научно-практической конференции. - Павлодар, 2007.

Размещено на Allbest.ru