ИГХ19ЛЯ1
МЕТАЛЛЫ
В СИСТЕМЕ
ОЧВА-РАСТЕНИЕ

АКАДЕМИЯ НАУК СССР
СИБИРСКОЕ ОТДЕЛЕНИЕ
ИНСТИТУТ ПОЧВОВЕДЕНИЯ И АГРОХИМИИ
В.Б. ИЛЬИН
ТЯЖЕЛЫЕ
МЕТАЛЛЫ
В СИСТЕМЕ
ПОЧВА — РАСТЕНИЕ
Ответственный редактор
доктор биологических наук
И.Л. Клевенская
НОВОСИБИРСК
"НАУК А"
СИБИРСКОЕ ОТДЕЛЕНИЕ
1991

УДК 631.4:628.5
Тяжелые металлы в системе почва — растение / Ильин В.Б. —
Новосибирск: Наука. Сиб. отд-ние, 1991. - 151 с.
ISBN 5-02-029422-5.
В монографии рассмотрены разные аспекты статуса тяжелых металлов в
незагрязненных и техногенно загрязненных почвах, в растениях (преимущественно
сельскохозяйственных культурах), произрастающих на таких почвах. Освещена и
оценена с гигиенических позиций экологическая обстановка, создаваемая
различными источниками загрязнения. Обсуждены подходы к нормированию
содержания тяжелых металлов в почвах и растениях, рассмотрены возможности
сельскохозяйственного использования загрязненных земель.
Книга рассчитана на почвоведов, агрохимиков, экологов.
Табл. 86. Ил. 18. Библиогр.: 263 назв.
Рецензенты
доктор сельскохозяйственных наук Ю.И. Ермохин
кандидат биологических наук Л.А.Игнатьев
Утверждено к печати
Институтом почвоведения и агрохимии
СО АН СССР
3702050000-032
И 637-90 II полугодие
042(02)-91
ISBN 5-02-029422-5
© Издательство
"Наука4*, 1991

ПРЕДИСЛОВИЕ
Охрана окружающей среды от загрязнения стала насущной
задачей общества, прежде всего в странах с высокоразвитой
индустрией. Среди многочисленных загрязнителей особое место занимают
тяжелые металлы, К ним условно относят химические элементы с
атомной массой свыше 50, обладающие свойствами металлов или
металлоидов. Считается, что среди химических элементов тяжелые
металлы являются наиболее токсичными. Согласно классификации
Дж.Вуда [Wood, 1974], к очень токсичным отнесены следующие
химические элементы (большинство из них тяжелые металлы): Be,
Со, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Те, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.
Может показаться странным, что в эту группу отнесены Mn, Zn,
Си, Со, Мо, широко известные под названием микроэлементы,
большая физиологическая значимость которых в процессах
метаболизма не только научно доказана, но и используется в практике
сельского хозяйства и медицины. Однако все дело в концентрации
химического элемента в среде обитания: при дефиците его
содержания для живых организмов он рассматривается как
микроэлемент, при избытке - как тяжелый металл.
Избыточное содержание в среде обитания или в пище любого
химического элемента - нежелательный факт, поэтому будет
правильнее говорить не о токсичных элементах, а о токсичных
концентрациях. При этом уместно напомнить мнение А.П.Виноградова
[1952] о безусловной необходимости для живых организмов всех
без исключения химических элементов. В определенной мере эти
предположения подтверждаются. М.Диксон и Э.Уэбб [1961]
отмечали, что, например, Cd^ + и Сг^ + выступают в живых
организмах в роли активаторов одного или нескольких ферментов.
Мышьяк в малых дозах стимулирует жизненные процессы [Потатуева,
Залегина, 1981 ], повышает урожай сельскохозяйственных культур.
» Среди тяжелых металлов приоритетными загрязнителями
считаются Hg, Pb, Cd, As, Zn, главным образом потому, что
техногенное их накопление в окружающей среде идет высокими темпами.
Эта группа веществ обладает большим сродством к физиологически
важным органическим соединениям и способна инактивировать
последние. Их избыточное поступление в организм живых существ
нарушает процессы метаболизма, тормозит рост и развитие. В
сельском хозяйстве это выражается в снижении выхода продукции и
ухудшении ее качества.
Поскольку тяжелые металлы поступают в организм человека и
травоядных животных в основном с растительной пищей, а обога-
3

щение последней происходит главным образом из почвы, почвен-
но-агрохимические исследования на техногенно загрязненных
территориях приобретают важное значение, особенно в местах, где
население питается в течение многих лет преимущественно
продуктами растениеводства.
Поступившие в организм человека и животных тяжелые
металлы выводятся очень медленно. Они способны к накоплению
главным образом в почках и печени. В связи с этим растительная
продукция даже со слабо загрязненных почв способна вызвать
кумулятивный эффект - постепенное увеличение содержания тяжелых
металлов у человека (животных).
Изучению тяжелых металлов в почвах и растениях в настоящее
время уделяется повышенное, но все же недостаточное внимание.
На наш взгляд, это обусловлено недооценкой актуальности
проблемы, слабостью материальной базы.
В монографии обобщены исследования отечественных и
зарубежных авторов по разделам, которые представляются нам особо
актуальными, но еще слабо изученными. Поскольку дело касается
разработки новой научной проблемы, в книге отчетливо
прослеживается неоднозначность теоретического обоснования и
практического решения отдельных вопросов, противоречивость
экспериментальных данных и различия в их интерпретации. Это убеждает в
необходимости проведения дальнейших глубоких исследований,
предупреждает об опасности принятия поспешных решений и
рекомендаций в области сельского хозяйства, медицины, социальной сферы.

ГЛАВ А 1
ТЯЖЕЛЫЕ МЕТАЛЛЫ В НЕЗАГРЯЗНЕННЫХ ПОЧВАХ
Источник тяжелых металлов в почвах - горные породы, на
продуктах выветривания которых сформировался почвенный покров.
Тяжелые металлы относятся преимущественно к рассеянным
химическим элементам, содержащимся в горных породах в небольшом
количестве. Однако и в этом случае уровень концентрации многих
из них оказывается существенно неодинаковым: например, в
горных породах ртути, в 100 000 раз меньше, чем титана.
Разные авторы приводят неодинаковые оценки средних
содержаний (кларков) одних и тех же элементов (табл. 1), что вполне
естественно, поскольку они выступают как следствие различий в
объеме и составе выборок. Насыщенность горных пород разного
происхождения тяжелыми металлами существенно различается
(табл. 2, 3). Гранит по сравнению с базальтом обеднен боль-
Таблица 1
Оценки средних содержаний (кларки) тяжелых металлов, мг/кг
Элемент
Hg
Se
Cd
Sb
Mo
Tl
As
Sn
Co
Pb
Cu
Ni
Zn
V
Sr
Cr
Mn
Ti
В гранитном
слое [Беус
и др., 1976]
0,033
0,14
0,16
0,20
1,3
1,8
1,9
2,7
7,3
16
22
26
51
76
230
340
700
3300
В земной коре в целом
по АП.
Виноградову [1962]
0,08
0,05
0,13
0,5
1,1
1,0
1,7
2,5
18
16
47
58
83
90
340
83
1000
4500
по Тейлору
[Taylor, 1964]
0,08
0,05
0,2
0,2
1,5
0,43
1,8
2,0
25
12,5
55
75
70
135
375
100
950
5700

Таблица2
Содержание тяжелых металлов в кислых и основных породах
[Распространенность..., 1972], мг/кг
Элемент
Средний
гранит
Средний
базальт
Элемент
Средний
гранит
Средний
базальт
2400
400
285
140
40
30
10
10
6700
1500
465
ПО
250
5
200
100 |
1 Ni
Sn
Со
Mo
As
Tl
Cd
Ag J
4
3
2
2
1.5
1
0,2
0,04
150
1
48
1
2
0,1
0,2
0,1
Ti
Mn
Sr
Zr
V
Pb
Cr
Cu
шинством тяжелых металлов. Исключение составляют Pb, Sn, Mo и
Tl. Эта закономерность сохраняется в региональном плане,
например, в горных породах Финляндии (см. табл. 3). Осадочные же
горные породы, в образовании которых принимают участие отдельно
или совместно продукты разрушения кислых и основных пород,
могут существенно различаться по количеству тяжелых металлов
(табл. 4). Помимо генезиса на содержание тяжелых металлов в
осадочных породах большое влияние оказывает
гранулометрический состав: тонкодисперсные глинистые сланцы заметно
обогащены тяжелыми металлами по сравнению с грубым субстратом
песчаников. Особое положение среди осадочных пород занимают
карбонатные: по количеству многих тяжелых металлов они ближе к
песчаникам, чем к глинистым сланцам. Вместе с тем они богаче
Мп и Sn.
В горных породах тяжелые металлы обычно приурочены к
определенной группе минералов. По Я. Мияки [1969] и П. Хендерсону
[1985], к минералам-концентраторам относятся калиевые полевые
шпаты, биотит, пироксены, минералы, содержащие щелочи,
амфибол* i. оливины и некоторые другие. Наибольшая насыщенность
тяжелыми металлами свойственна собственным и акцессорным
минералам. Однако ввиду невысокого содержания этих минералов их
дол£ в балансе незначительная. В гранитоидах, например, 70-90 %
марганца приходится на биотит и роговую обманку, 10-25 % - на
полевые шпаты, менее 1 % - на акцессорные минералы, еще
меньше - на долю кварца [Остафийчук, 1964].
При выветривании коренных горных пород тяжелые металлы в
значительной части сохраняются в рыхлых образованиях, изменив
форму и место присутствия. Главными носителями тяжелых
металлов становятся вторичные минералы, гидрооксиды и оксиды
полуторных элементов, а формами присутствия: водорастворимая,
обменная, окклюдированная R2O2, в кристаллической решетке вто-
6

ричных минералов (изоморфное замещение) и в их
межплоскостном пространстве, в первичных минералах.
Именно поэтому почвообразующие породы разного
гранулометрического состава содержат заметно различающиеся количества
тяжелых металлов: небольшое - песчаные и супесчаные,
значительное - суглинистые и глинистые. Высокую насыщенность тяжелыми
металлами коллоидов почвообразующей породы установила А. Ка-
бата-Пендиас [Kabata-Pendias, 1965]. Породы разного
гранулометрического состава по концентрации некоторых тяжелых металлов
могут различаться в 10 раз и более (табл. 5). Необходимо
отметить, что эти сведения фрагментарны, они относятся к наиболее
изученным регионам и не охватывают все интересующие нас
элементы.
Прослеживается большое различие в содержании тяжелых
металлов между грубыми (песчаными) и тонкими (суглинистыми и
глинистыми) породами: в песках оно в несколько раз меньше, чем
в суглинках и глинах. Основная причина - несхожесть
минералогического состава пород. В песках преобладает кварц, почти
лишенный тяжелых металлов, тогда как в суглинках и глинах велика
доля глинных минералов, богатых тяжелыми металлами.
На этом фоне достаточно заметны региональные особенности
близких почвообразующих пород. Так, пески Белоруссии по
сравнению с песками Западной Сибири обеднены марганцем, никелем
и медью, но обогащены стронцием. Значительные различия в
элементном химическом составе обнаруживаются также между
лессовидными суглинками регионов. Причина различий - неодинаковая
насыщенность тяжелыми металлами горных пород, дериваты
которых послужили материалом для формирования почвообразующих
пород.
При почвообразовании происходит некоторое перемещение
тяжелых металлов в профиле почвы. Наблюдается биогенная
аккумуляция ряда физиологически важных для растительности элементов
— Mn, Zn, отчасти Си. В почвах с элювиально-иллювиальным
профилем (дерново-подзолистые, серые лесные, солоди, солонцы и др.)
элювиальный горизонт обедняется тяжелыми металлами, тогда как
иллювиальный обогащается. Нередко фиксируются небольшие
аккумуляции тяжелых металлов в верхней части карбонатного
горизонта. В депонировании тяжелых металлов в верхнем слое почв
принимают участие глинные минералы и гумусовое вещество.
Тяжелые металлы, по свидетельству А. Андерсона [Andersson,
1977], достаточно четко различаются по сродству к определенным
субстратам - депо. Так, например, Mn2+, Сг2+, Zn2+, Ni2+, Cu2+,
Со2* с ионным радиусом от 0,52 до 0,93 А имеют положительную
корреляцию с содержанием ила. Эта связь тем теснее, чем меньше
ионный радиус элемента. Прямолинейная зависимость между
количеством в почве ила и тяжелых металлов отмечена у элементов с
координационным числом 6, поскольку они обладают свойством
изоморфно занимать октаэдрические позиции в глинных-минера-
лах. Элементы же с координационным числом > б (например,
7

Содержание тяжелых металлов в изверженных
Породы
Cd
Mo
Sn
Со
Силикатные I 0,4 ±0,042 I 3,3 ±0,13 I 3,8 ±0,56 I 6,3 ±0,75
Ультраосновные | 0,35 ± 0,054 | 3,0 ± 0 | 3,0 ± 0 | 42 ± 4,9
Pb2+, Cd2+) не закрепляются на октаэдре, так как их радиус велик.
Они активнее связываются гумусовым веществом, и их
концентрация в почве положительно коррелирует с содержанием гумуса.
Следует заметить, что это общие положения. В природных
условиях долевое участие ила и гумуса в накоплении какого-либо
металла может значительно колебаться.
В илистых частицах содержание тяжелых металлов в 2-4 раза
больше, чем в почвенной массе в целом [Ильин, 1985а ], Такое
обогащение едва ли можно рассматривать только как результат
процесса почвообразования. Дело в том, что по количеству многих
тяжелых металлов ил, выделенный из материнской породы, почти
не отличается от ила из гумусового горизонта почв, которые
сформировались на этой породе. Иными словами, аккумуляция тяжелых
металлов в тонкой гранулометрической фракции произошла рань-
Таблица4
Содержание тяжелых металлов в осадочных горных породах
[Браунлоу* 1984], мг/кг
Элемент
Песчаники
Глинистые
сланцы
Карбонатные
породы
Ti
Мп
Sr
Zr
V
Pb
Cr
Си
Ni
Zn
Co
Mo
As
Se
Hg
Ag
83-2200
29-300
13-99
22-170
5,3-38
5-17
2-39
1,2-8,4
1,2-18
5,2-31
1,6-7,4
-
1,1-4,3
0,09-0,11
0,0079-0,016
-
2300-5700
65-420
90-200
95-230
74-400
11-24
62-130
13-130
21-100
55-82
4,8-13
-
6,4-9
0,46-0,64
0,045-0,34
0,18
! 31-810
83-910
100-990
6,5-42
3,9-40
4-18
2,7-29
0,84-12
2,3-16
6,3-24
1,3-7,1
0,79
0,74-2,5
0,16-0,31
0,022-0,03
-
8

ТаблицаЗ
горных породах Финляндии, мг/кг [Lounamaa, 1956]
Pb
N1
Си
Сг
Zn
Mn
9,3 ±1,3 I 38 ±3,1 I 50 ±3,8 I 87 ±14 I 180 ±17 I 610 ±59
3,0±0 J 1500± 150 I 27±3,7 |2200±260| 190±29 | 1400± 110
ше, чем началось современное почвообразование. Гумус по
отношению к тяжелым металлам обладает высокой депонирующей
способностью: помимо обменного поглощения гумусовые кислоты могут
образовывать с тяжелыми металлами комплексные органомине-
ральные соединения. Будучи закомплексованными, они становятся
малоподвижными. На их высокое содержание в гумусе указывают
данные З.И. Рабиновича [1969], М.Д. Степановой [1976], наши
[Ильин, 1987]. Об участии гумусовых кислот в накоплении
тяжелых металлов (на примере черноземов выщелоченных среднесуг-
линистых) можно судить по рис. 1. Доля гумуса в накоплении
изученных четырех тяжелых металлов увеличивается в ряду
Mn<Zn<Cu<Mo, т.е. она находится в обратной связи с кларком
этих элементов в почвообразующих породах.
Важную роль в накоплении тяжелых металлов играют комплекс
сы глинных минералов с органическим веществом и гидрооксидами
Fe и А1. Так, Р. Леви и К. Фрэнсис [Levy, Francis, 1976] показали,
что адсорбционные возможности монтмориллонита по отношению к
кадмию резко возрастают, когда его частицы покрыты пленкой или
гуминовой кислоты, или гидроксидов Fe и А1, причем во втором
варианте тяжелый металл удерживался более прочно.
Однако наиболее насыщенной тяжелыми металлами является
тяжелая фракция (удельная масса > 2,75) грубодисперсной части
почвообразующих пород и почв. Эта фракция, состоящая в
основном из роговой обманки, ильменита, эпидота, циркона, тремолита,
содержит тяжелых металлов в несколько раз больше,чем
илистая [Сапрыкин, 1984]. Но так как доля тяжелых минералов в
субстрате невелика (0,5-5 %), они не могут оказать существенного
влияния на баланс металлов.
К основным носителям тяжелых металлов в незагрязненных
почвах следует отнести оксиды железа. Результаты исследований
свидетельствуют, что в них может сосредоточиваться, например
цинка, до 25 % от общего содержания металла в почве [Shuman,
1979].
Изучение содержания тяжелых металлов в незагрязненных
почвах имеет большое практическое значение. Оно необходимо для
контроля за состоянием окружающей среды, охраны ее от
загрязнения. Так называемое фоновое количество тяжелых металлов
служит точкой отсчета при исследовании загрязненных почв,
позволяет определить темпы и степень загрязнения.
Между регионами Земли наблюдаются различия, по некоторым
элементам весьма существенные (табл. 6). Из этого следует, что
9

«о
ев
Я"
S
VO
ев
н
2
,.
CU
^
^
и
со
X
о
S
к
рых
.ото
X
S
ч
**
8,
о
С
£
FT
I
О.
о
с
Й
се
о
5
2
£
Я
0>
s
s
i
8
О
X
S
и
о
о
О
£
я
«
Z
>
и
А
2
Е-
!
о
С
о
1 2
1
*
0)
3
X
9
я
с
ев
СО
£
Э
ев
£
СО
<N
О
О
со
о
ч*
О
00
^««
NO
«о
«о
00
'—'
«о
00
(S
no
г^
\о
1"^
чГ
8
со
*о
S
с
л
о.
S
vo
S
и
3
S
X
О)
3
1
о
ч
со
тГ
о
о
•и
*•
ч*
со
со
со
-«„
со
о
no
г»
00
сч
г*
г-
со
00
о
•о
8
»о
S
X
S
2
со
2
1
а
о
Ч
•
о
X
л
н*
X
a
s
8
се
a
с
1
ч*
*«■
г*»
1
О
»■*
(N
*0
*0
00
со
со
О0
n©
г-
00
С*
§
СО
СО
О
«Л
S
5
S
s
се
X
s
3
о
X
о.
я-
a
се
с
■1
S
X
S
5
Н
О
се
•8
«О
00
а>
3
X
i
Ч
1
NO
—
О
1
00
4t
^ч
о
со
Г-
О0
г-
«о
СО
00
00
^
8
5
1^
ON
X
S
5
>>
2
5
*
X
S
5
S
у
S
се
о
X
S
с
ч
1
1
1
1
1
1
N©
vO
г*
»о
со
Ю
CN
1
ON
о
со
-н
"*
(N
о
S
ON
•о
*
S
а;
с
с*
S
и
а.
о
S
Ю
S
3
о
S
S
*
3
X
X
о
X
о
&
1
1
о
00
1
ЧО
—*
N
CM
<s
NO
»o
>o
t*
•o
1
nO
oo
Tf
о
CO
00
CO
NO
4f
s
X
X
s
5
<u
3
1
CO
о
о
о
e?
1
1
<«-
00
1
CO
—'
CO
CN
CO
ON
Tf
r-
1
о
CN
о
-4-
о
OO
00
CO
~*
s
X
s
Б

Рис. 1. Содержание тяжелых металлов в
гумусе и минеральном субстрате горизонта
Л1 черноземов, % [Ильин, 1985].
1 — фульвокислоты; 2 — гуминовые кислоты.
использование данных о среднем
содержании тяжелых металлов в
почвенном покрове вообще в
качестве фоновых при работе с
конкретными загрязненными почвами,
будет неправильным. Необходимо
привлекать аналитические данные
местных незагрязненных почв.
Приведенные в таблице средние со- I.*•'.■'.!1 Х^Л 2
держания тяжелых металлов в по-
чвах Западной Сибири рассматриваются нами как региональный
фон и используются в этом качестве в последующих главах
монографии.
Генетические особенности почв влияют на уровень содержания
в них тяжелых металлов. Это хорошо заметно, например, при
сопоставлении почв СССР в целом и почв Западной Сибири
(табл. 6). Однако межтиповые различия по сравнению с масштабом
техногенного загрязнения выглядят очень скромными (см. гл. 3).
В процессе почвообразования, как уже было отмечено,
наблюдается небольшое перераспределение тяжелых металлов в почвенном
профиле: накопление физиологически важных элементов в гумусо-
во-аккумулятивном горизонте, вынос их из элювиального горизонта
в иллювиальный, аккумуляция выпадающей в осадок растворимой
формы тяжелых металлов при смене кислотно-щелочных условий
на контакте бескарбонатного горизонта с нижележащим
карбонатным (табл. 7).
Даже в близких по генезису почвах, взятых в разных точках
одной провинции, возможен чрезвычайно большой разброс данных.
У таких, например, элементов, как Se и Hg, максимальная
концентрация превышала минимальную в 30-50 раз (табл. 8, 9).
Исследованиями А. Андерссона [Andersson, 1977] установлено,
что в почвах Швеции встречаются различные концентрации Cd -
от < 0,063 до 0,99 мг/кг. Модальный же класс заключен в
пределы 0,125-0,249 мг/кг: на его долю приходится свыше 50 %
объема выборки (рис. 2).
Была сделана попытка обозначить диапазон биологачески
благоприятных количеств тяжелых металлов в почве по валовому
содержанию [Ковальский, Андрианова, 1970; Kloke, цит. по: Finck,
1982; De Temmerman et al., 1984]. Обращают на себя внимание
значительные расхождения в определении разными авторами еще
невредных для живых организмов концентраций тяжелых металлов
(табл. 10). Вызывает удивление, что для некоторых тяжелых
металлов верхний предел биологически благоприятного валового со-
и

Таблицаб
Содержание тяжелых металлов в совокупности основных почв разных регионов,
мг/кг
Элемент
СССР
4
в целом
Молдавия

[Рабинович, 1969]
Западная
Сибирь
[Ильин, 1987]
Канада
[Frank et
al ,1976]
Шотландия
[Ure et al.,
1979]
Hg
Ag
Se
Sb
Cd
Tl
Mo
Sn
Be
As
Co
Cu
Pb
Ni
Zn
Cr
V
Sr
Mn
Ti
—
—
—
—
0,56
—
3,3
3,0
—
—
11,1
19,5
11,6
46,5
51,9
253
118
304
798
4521
—
—
—
—
—
—
2
—
—
—
8
26
10
40
50
91
91
—
790
4900
—
—
—
—
0,074**
—
1,6
—
—
—
15,6
33,8
16,4
25,9
85,5
59,5
74,7
114,1
1060
4300
0,11
0,44
0,37
0,24
0,56
—
1,65
—
0,35
12,4
4,4
25,4
45,8
15,9
53,5
22
—
—
530
—
0,41
0,17
0,64
0,77
0,31
1,82
3,82
2,72
8,37
16,5
20,0
28,0
25,4
93,8
97,5
194
206
1032
6400
Расчет взвешенных средних арифметических наш, исходные данные АЛ. Беуса и др. [1976].
По последним уточненным данным
держания лишь ненамного превосходит фоновое. Скорее всего у
этих данных нет достаточного физиологического обоснования.
Получить же его трудно, поскольку в растения из почвы поступает
отнюдь не адекватное валовому содержанию количество тяжелых
металлов, а реакции живых организмов на одни и те же
концентрации тяжелого металла в почве в зависимости от
сопутствующих условий заметно различаются.
Накопленный материал убеждает в том, что за усредненными
величинами скрывается большое разнообразие конкретных
ситуаций. Следует с осторожностью относиться к использованию
оценочных средних валовых содержаний тяжелых металлов, глобальных
или рассчитанных для больших территорий, в качестве фоновых
при нормировании местного загрязнения.
До сих пор речь шла о валовом содержании тяжелых металлов.
Однако в природоохранных и санитарно-гигиенических целях не
12

меньшее значение имеют их подвижные формы. Об этом
напоминал А. Финк [Finck, 1982], отмечая, что сведения о толерантном
валовбм количестве тяжелых металлов в почвах получены методом
грубого ранжирования и что для более объективной информации
необходимо разработать шкалы содержания подвижной формы
применительно к конкретной обстановке.
Для извлечения подвижных форм тяжелых металлов
используются разнообразные химические соединения, обладающие
неодинаковой экстрагирующей силой. К числу наиболее
популярных экстрагентов следует отнести ацетатно-аммонийный буфер с
рН 4,8; 1 н. НС1; 0,02 М ЭДТА + 1 М CH3COONH4;
0,005М ДТПА + 0,01 М СаС12 + 0,1 М TEA с рН 7,3. По своей
растворяющей способности они значительно различаются. В
частности, 1 н. НС1 извлекает тяжелых металлов в несколько раз
больше, чем ацетатно-аммонийный буфер (рис. 3), причем это
различие сильнее проявляется на черноземе, чем на
дерново-подзолистой почве.
При применении растворителей предполагается, что они
извлекают доступную для растений часть тяжелых металлов. Однако
наиболее агрессивные из них (например, 1 н. НС1 и 1 н. HNO3),
помимо непосредственно усвояемой формы, извлекают,
по-видимому, тяжелые металлы еще и из ближнего резерва.
В зависимости от химической природы растворителей из
почвы экстрагируются тяжелые металлы, находящиеся в разных
формах и соединениях. Наиболее доступная для усвоения
растениями форма тяжелых металлов - обменная, - как показали
B.C. Горбатов и Н.Г. Зырин [1987], селективно извлекается
растворами солей, у которых катион обладает высокой вытесняющей
способностью, а анион не образует прочных комплексов с тяжелыми
металлами (например Са(ЙОз>2)-
В СССР накоплена информация о содержании в незагрязненных
почвах, подвижной формы тяжелых металлов, главным образом тех
из них, которые известны как микроэлементы - Mn, Zn, Си, Мо,
Со (табл. 11). Для определения подвижной формы чаще всего
использовались индивидуальные экстрагенты, предложенные
Я.В. Пейве и Г.Я. Ринькисом. Данные, полученные с их помощью,
указывают на значительные различия в количестве подвижной
формы одного и того же металла в почвах отдельных регионов.
Поскольку использовались одни и те же экстрагенты (Пейве-Риньки-
са), причиной различия могли быть генетические особенности почв,
прежде всего специфика гранулометрического и минералогического
составов, уровень гумусированности, реакция среды. По этой же
причине могут также различаться почвы одного природного региона
и, более того, одного генетического типа в пределах одного и того
же региона. Различие между встреченными минимальным и
максимальным количествами подвижной формы может быть в пределах
одного математического порядка.
В то же время очень мало сведений о содержании в почвах
подвижной формы Pb, Cd, Cr, Hg и др. Правильно оценить
13

Распределение тяжелых металлов
Почва, номер разреза,
его местоположение
Чернозем выщелоченный
суглинистый, 903,
Тогучинский р— н
Новосибирской обл.
Дерново-подзолистая
суглинистая, 900,
Бакчарский р-н
Томской обл.
Дерново-подзолистая
песчаная (боровой
песок), 500, Углов-
ский р-н Алтайского
края
Солонец средний
суглинистый, 205,
Купинский р-н
Новосибирской обл.
Горизонт
\
А1
В
ВС
с
А1
А2
A2Ah
A2Ah/B
Bl
В2
ВСк
С
А
А
АВ
С
С
С
А1
В
ВС
с
с
Глубина,
см
0-5
5-10
40-50
90-100
185-195
2-10
11-21
30-40
46-52
55-65
80-90
110-120
205-215
0-5
10-15
20-25
50-60
120-130
190-200
0-10
15-25
40-50
100-110
150-160
Гумус
6,21
5,04
0,89
0,48
0,20
3,85
3,04
3,10
1,64
0,95
0,66
0,45
0,30
0,60
0,28
0,05
Нет
»
»
8,33
3,11
0,55
0,27
0,21
Ил
%
31,8
37,5
39,5
35,6
34,2
32,7
33,0
35,6
44,5
40,5
38,1
38,8
39,7
3,6
3,2
2,5
2,8
2,0
1,9
9,2
30,6
34,6
24,5
24,0
СаСОэ
Нет
»
»
8,6
5,1
Нет
»
»
»
»
»
4,7
3,2
Нет
»
»
»
»
»
Нет
»
7,8
9,8
8,8
рНводн.
6,7
6,7
6,8
7,3
7,3
5,6
5,5
5,5
5,6
5,8
6,0
8,0
8,1
5,6
5,6
5,5
6,1
6,6
6,8
6,8
8,6
7,8
8,2
8,2
подвижность тяжелых металлов в почвах затрудняет
использование в качестве экстрагента химических веществ, сильно
различающихся по своей растворяющей способности. Представление о
подвижности тяжелых металлов в почвах могут дать данные
табл. 12.
Принимая во внимание то обстоятельство, что 1 н. НС1
используется в агрохимии в качестве экстрагента, извлекающего из почвы
доступную для растений долю химических элементов (на этом, в
частности, допущении основан метод оптимизации их
минерального питания, разработанный Г.Я. Ринькисом [1972]), необходимо
признать довольно высокую мобильность почвенных запасов
тяжелых металлов, за исключением, быть может, Zn.
Подвижная форма тяжелых металлов распределяется в профиле
почв неравномерно. Ее повышенное количество чаще всего
свойственно гумусовому горизонту. Некоторое накопление возможно
также в иллювиальном и карбонатном горизонтах. Каждому из пере-
14

в профиле почв Западной Сибири
Таблица7
Ti
Мп
Сг
Sr
V
Zn
N1
Си
Pb
Со
Mo
Cd
мг/кг
5500
7100
5700
5300
5400
5100
6300
7100
5700
5200
6000
6100
6600
2000
2000
2000
1800
2000
1400
6000
4800
5700
2500
3600
977
873
573
724
661
1500
966
668
521
541
672
622
523
501
422
347
376
324
288
445
562
345
525
624
76,1
89,1
89,0
190,0
78,8
85,5
91,0
91,4
100,2
95,8
110,0
120,6
99,8
19,9
17,2
17,?
17,9
23,9
18,9
48,5
61,7
61,7
45,7
54,7
107
83
80
58
135
145
234
42
49
22
35
105
126
91
90
81
71
56
68
181
129
234
229
219
72,1
88,8
94,9
83,0
89,0
80,9
86,8
99,9
140,0
130,2
149,7
149,5
138,7
19,1
19,1
18,0
18,0
18,5
19,2
40,8
59,0
81,1
42,0
69,3
93,3
78,5
72,5
66,2
78,8
44,7
43,3
44,0
62,4
55,0
59,9
62,7
56,6
23,9
18,2
17,8
16,4
13,9
16,9
53,7
59,2
44,7
45,7
53,7
52,2
54,5
53,0
140,2
50,2
48,1
47,0
48,3
56,9
60,0
73,8
56,0
53,3
12,0
10,5
10,0
13,5
10,0
11,5
19,9
31,9
37,2
22,6
31,9
36,5
36,8
31,2
39,2
34,5
23,3
23,1
47,0
35,5
35,5
41,2
41,1
32,8
5,9
3,5
3,2
4,2
3,8
4,6
23,7
27,5
20,4
16,1
22,6
20,2
18,5
17,6
18,0
17,3
17,5
18,6
14,4
14,0
14,0
14,5
15,0
14,1
7,9
6,3
7,1
6,3
6,5
5,9
13,8
16,6
15,8
11,7
12,7
17,7
16,0
16,5
16,3
17,6
14,4
16,1
15,5
15,1
17,2
16,1
18,8
14,5
2,8
2,8
3,0
2,9
2,5
2,8
9,4
13,8
12,0
10,7
10,6
1.5
1,4
1,2
1,6
1,6
1,5
1,5 !
1,4
1,5
1,5
1,6
1,9
1,7
0,8
0,5
0,5
0,5
0,5
0,7
0,75
1,5
1,75
1,0
1,25
0,122
0,099
0,031
0,053
0,057
0,264
0,033
0,038
0,026
0,013
0,021
0,029
0,048
0,049
0,024
0,026
0,048
0,019
0,026
0,048
0,033
0,030
0,056
0,052
численных фактов можно дать объяснение: а) значительная часть
тяжелых металлов, освобождающихся при разложении
растительных остатков, депонируется в гумусе, сохраняя при этом
мобильность, б) в иллювиальном горизонте накапливаются мигрирующие
из вышележащего слоя почвы тонкодисперсные частицы,
насыщенность которых тяжелыми металлами всегда более высокая, в)
резкое повышение рН среды в профиле почвы на контакте с
карбонатным горизонтом, отчего мигрирующие с нисходящим током влаги
металлосодержащие соединения могут выпадать в осадок и
образовывать небольшие местные аккумуляции.
Некоторые из отмеченных закономерностей прослеживаются в
профиле почв Западной Сибири (табл. 13). Например, очень
хорошо заметно повышенное содержание подвижных Mn, Sr, Zn, Ni, Co
в гумусовом горизонте разных по генезису и местоположению почв,
15

мг/кг
*'
^
v>
^
*
Ч)
(>
а
&
ъ
ъ
5
s>
If
<о
^5
^
60-
40-
20-
-
0
*о
<о
С}
V
§
С54
-£90*0
о> & £> мг/кг
^ ^ о>
ю-
-
(91
6-
2Л
о\
Pi i
[ -- L/U
РЬ
In
Си
/
— —. 0
/Н.НС1
л
Ацетатно-аммо -
нийный бусрер,
рН4,8
Р и с. 2. Частота встречаемости содержаний
Швеции (n = 361) [Andersson, 1977].
кадмия
Р и с. 3. Количество тяжелых металлов, извлеченное разными экстрагентами из
почвы (по Н.Г. Зырину и др. [1985]).
1 - чернозем, 2 — дерново-подзолистая почва.
а также подвижного Sr в карбонатном горизонте.
Мобильный фонд тяжелых металлов в почвах тесно связан с их
гранулометрическим составом и гумусированностью: в песчаных и
супесчаных разностях, к тому же обычно малогумусных, он
наименьший; в более тяжелых (суглинистых) и с большим
содержанием гумуса он значительно выше.
О значительном увеличении содержания подвижной формы
тяжелых металлов в гумусовом горизонте в процессе
почвообразования свидетельствуют данные канадских исследователей [Whitby et
al., 1978]. Было обнаружено увеличение не только тяжелых
металлов, играющих важную физиологическую роль в растительном
организме - Zn и Си, но и у РЬ и Cd, необходимость которых для
растений многими отрицается. Обращает на себя внимание очень
высокий выход подвижного Cd (55 % от валового количества), что,
вероятно, обусловлено использованием экстрагента, обладающего
комплексообразующими свойствами (табл. 14).
Многими авторами было показано, что содержание в почве
подвижной формы тяжелых металлов динамично во времени.
Причины изменений могут быть разные, однако в большинстве случаев
колебания объясняются деятельностью почвенных микроорганизмов
и возрастными изменениями растений в интенсивности поглощения
химических элементов. На микробиологическую деятельность
большое влияние оказывает влажность почвы, которая тесно связана с
текущими погодными условиями и потому не может иметь
определенного ритма. Динамика подвижных форм тяжелых металлов
может быть значительной: максимальные величины могут превосхо-
16

Таблица8
Содержание тяжелых металлов в сельскохозяйственных почвах
провинции Онтарио (Канада) [Whitby et alM 1978], мг/кг
Элемент
As
Se
Cr
Zn
Cu
Ni
Pb
Hg
Cd
Горизонт
1 Ар
в
с
Ар
в
с
Ар
в
С
Ар
В
с
Ар
В
С
Ар
В
С
Ар 1
В
С
Ар
В
С
Ар
В
с J
Среднее количество
(п = 26)
1 5,1
6,3
6,0
0,40
0,19
0,16
' 53
55
49
88
87
71
18,9
27,4
23,5
20,2
34,7
25,3
23,2
19,4
15,6
0,051
0,036
0,020
<0,6
1 Пределы колебаний
1 1,7-8,5
1,2-20,0
3,0-12,0
0,18-1,03
0,01-0,51
0,01-0,62
18-88
10-88
18-95
40-163
35-140
40-128
1
5,0-43,2
14,0-40,8
13,8-35,0
9,2-37,5
12,5-67,2
10,8-50,0
14,0-33,2
10,2-28,2
10,8-21,5
0,018-0,100
0,003-0,061
0,003-0,094
В выборке почв преобладали бруниземы и лессиве
дить минимальные в 5 раз и более (рис. 4).
Таким образом, количество подвижной формы тяжелых
металлов динамично как в пространстве, так и во времени, причем
пространственные изменения более значительные, чем временные.
Ранжирование концентраций подвижной формы проводилось
многими исследователями, но в основном оно касалось микроэле-
17

Таблица9
Распределение тяжелых металлов в профиле бурых почв
Польши [Gworek, 1985], мг/кг
Горизонт
А1
(В)
(В) С
С
А1
В (В)
(В)
с
Глубина, см
0-20
40-60
80-100
130-150
5-15
35-45
50-60
110-150
Мп
Zn
Сг
Бурая типичная
258
303
266
299
34
32
28
34
21
25
22
26
Бурая выщелоченная
540
386
372
452
37
40
43
40
27
34
38
38
Ni
10,0
13,5
11,2
14,0
i
9,0
15,6
19,8
19,3
Си
7,2
10,6
11,7
11,5
4,9
8,0
11,3
12,2
РЬ
6
9
8
10
7
8
10
9
Со
2,7
3,9
3,5
4,1
4,3
5,7
6,2
5У5
Таб
Cd
0,31
0,20
0,20
0,17
0,21
|0,13
0,14
|0,12
л и ц а 10
Валовое содержание тяжелых металлов в незагрязненных почвах, не вызывающее
отрицательных биологических эффектов, мг/кг возд.-сух. почвы
Элемент
Hg
Т1
Ag
Be
С6
Sb
Se
Sn
Mo
Co
As
Ni
Cu
Pb
Cr
Sr
V
Zn
Mn
Нижняя и верхняя
пороговые границы
[Ковальский,
Андрианова, 1970]
—
—
—
—
—
—
—
1,5-4
7-30
15-60
—
—
—
—
600-1000
—
?-70
400-3000
Толерантное
количество
по Kloke
[Finck, 1982]
5
—
—
—
5
—
—
50
5
50
20
50
100
100
100
—
50
300
—
Наивысшее "нормальное"
[Temmerman de et al, 1984]
песчаные
почвы
0,15
0,3
0,5
0,5
1
1
1
5
5
5
10
10
15
50
80
100
100
100
500

суглинистые почвы
0,15
0,5
0,5
2
1
1
1
7
5
20
20
40
25
50
200
200
200
150
800
18

ментов и потому имело совершенно определенную агрохимическую
направленность. Так, в разработках, выполненных в СССР,
имеется несколько градаций обеспеченности почв Mn, Zn, Си, Со, Мо
— от низкой до высокой. Высокая обеспеченность свидетельствует
о том, что вносить микроудобрения в почву не требуется.
Санитарно-гигиенический смысл в эту информацию не
вкладывался. Тем не менее ознакомление с ней будет представлять
интерес для охраны окружающей среды от загрязнения. Дело в
том, что переход от высокой обеспеченности (агрохимический
смысл) до избыточной (санитарно-гигиенический смысл) может
оказаться не очень большим. В этом случае уже имеющиеся
агрохимические сведения становятся первым предупредительным
сигналом в системе мониторинга.
Среди незагрязненных почв особое место занимают те, которые
сформировались над близко залегающими от поверхности рудными
телами. В них содержится повышенное количество тяжелых
металлов. Нередко оно бывает столь велико, что на таких почвах может
произрастать только специфическая растительность.
Территории с естественным высоким фоном тяжелых металлов
уже давно исследуются геохимиками, разрабатывающими методы
поиска полезных ископаемых, и ботаниками, изучающими жизнь
растений в экстремальных геохимических условиях. Накоплен
большой экспериментальный материал и сделаны ценные
наблюдения, которые следует принимать во внимание.
В почвах над геохимическими аномалиями тяжелые металлы
могут содержаться в количестве, сопоставимом с тем, какое
наблюдается в техногенно сильнозагрязненных почвах, или даже
превосходить его. Аномалии чаще приурочены к горным территориям и
проявляются в местном почвенном покрове на сравнительно
небольших площадях. В аномалии имеются центры с наибольшей
концентрацией тяжелых металлов и периферические части с
постепенным понижением их количества (рис. 5). В почвах США,
сформировавшихся в местах выхода к поверхности полиметаллических
жил, содержание Си достигает 400-5300, Zn - 600-5500, Pb -
220-13000 мг/кг [Хафф, 1954]. По обобщенным данным
[Environmental..., 1984], в геохимически аномальных почвах
Великобритании концентрация тяжелых металлов может превышать
норму в десятки и даже сотни раз (табл. 15).
В почвах Горного Алтая, сформировавшихся в пределах ртутной
провинции, содержание ртути нередко достигает 86-114 мг/кг.
Помимо ртути, эти почвы обогащены другими тяжелыми металлами:
максимальное количество Сг 2382, Ni - 1413, As - 347, Со - 81, Cd
- 7,3 мг/кг.
Между почвами геохимически аномальными и техногенно
загрязненными наблюдаются различия в статусе тяжелых металлов.
В первом случае на фоне небольшого накопления тяжелых
металлов в гумусовом горизонте прослеживается увеличение их
содержания с глубиной почвенно-геологического профиля, тогда как во
втором они концентрируются в приповерхностном слое. Другое разли-
19

Я"
S
«=;
vo
Н
2
в
о
4
со
о
|
Я
■8
I
Б
а,
§.
!
О
I
оо
(О 1-4
икроэлементы
ючвах СССР,
Я
NO СО
*-* СО
О О
со О
о о
2 °°
-Г О
0,50-
0,06-
«о о
»о см
Г- Tf
см ~+
«О On
-ч CM
О 00
С* vo
о о
см °?
СМ ^
NO
I.
ело
«5
8
Там
NO
о
о
со
0,3
ON
о
г^
0,7
«
•
о
со
со
*
S
о
1^
0,5
ч*
*ч
1
со
Г*
*
со
см
о
г^
0,8
см
со
1
6,9
1^
3
£
*
8
О
2,0
о
со
_|
0,5
—
СМ
•"•
3
,06-0,
о
NO
чГ
0,05-
о
NO
1
О
о
см
08-
о
Tf
ON
CM
ч|-
CM
&
1
|
тейс
г^
ON
ырин,
со
ищук,
Збор]
2S
о о
CM NO
On со
О СО
^ СО
СМ СО
чГ vO
n© CO
-ч СО
38
—< ^ч
00
• 2
менты
ССР,
о и
икроаг
ючвах
2 е
см
а?
о "1
о
со
i^ _:
2,3
0,1-
ч-
8Y
v«
о
см
чг ^*г
^ 1
о t
о
ON
ON
aft *°
3 7
^ со
25,
а,
1
С
О
S
а _
й- £
*
О S
Is }
е> ж м и
С о S <d й
J g х з 3
О Ч а) д S
о « 8 £ S
X 2 Ж Я e
а а а Q 3
« о <u S чо

s
ON
О
<Ч CO CO CS СО IO »0
© © © © © © ©
2 - - -
с^оооо^ооо
^ ГА -н (N (N (N
v л' О О ' О N ►
О О О
г^
vO
С*
-стан
Г-
г*-
<Ч
о
«о
CN
^ 00
<Ч -*
СО СО
00
со
о °
§
00 00
о о
о о
^ «о «о <§
'Я V) N N ^ N ^
° 7* © © ° © <? ,
о о о
§
S
о
~ 00

Таблица 12
Содержание подвижной формы тяжелых металлов в почвенном покрове (горизонт
А1, Апах) Западной Сибири
Экстрагент
Мп
Zn
N1
Си
Pb
Со
Sr
Cr
Западная Сибирь
1н. НС1
мг/кг возд.-сух. почвы
% от валового
количества
2,5%-я СН3СООН
мг/кг возд.-сух. почвы
% от валового
количества
Пересчет наш
чие — формы нахождения тяжелых металлов в почве. В почвах
геохимических аномалий могут присутствовать металлсодержащие
гипогенные минералы, однако преобладают вторичные минералы,
образовавшиеся в зоне окисления в процессе выветривания и
представленные сульфидами, сульфатами и карбонатами тяжелых
металлов. Частично тяжелые металлы в сорбированном состоянии
находятся в гидрооксидах железа. При техногенном же загрязнении в
почве происходит накопление преимущественно оксидной и
металлической форм.
На примере свинца можно видеть, что в почвах над
полиметаллическим месторождением лишь небольшое количество тяжелого
металла связано с гумусом, главным образом с его фульватной
частью. Основная же часть элемента сосредоточена в минеральном
веществе (табл. 16).
На долю водорастворимых соединений тяжелых металлов в
потах геохимических аномалий приходится 0,5-1 % валового
содержания. Значительно больше в них (в 10-20 раз) кислотораствори-
мой формы. В абсолютном выражении количество подвижной
формы тяжелых металлов может быть достаточно высоким. По данным
Д.П. Малюги [1963], в почвах одной из геохимических аномалий
Южного Урала содержалось (экстрагент - 1%-я НС1) Со - 12, Ni -
16, Си - 25 мг/кг. Приводимые данные сопоставимы с валовым
содержанием элементов в техногенно незагрязненных почвах.
Высокое содержание тяжелых металлов в аномалиях
сказывается отрицательно на сельскохозяйственных культурах и домашнем
скоте. Животные подвергаются заболеваниям, обусловленным или
избытком самих тяжелых металлов, или индуцированным ими ос-
414
39
7,8
9
8,3
32
3,5
10
6,8
41
5,3
34
» Прш
76
13
эбьер
0,8
2
Ъзер
1,2
5
екая,
1,3
6
1979 ]
0,3
1
0,7
10
23,6
21
Не опр.
2,3
4
Не опр.
22

I
и
I
1
S3 <■*
1
I
I
в
£
и
£
й
Л
о
в
2
на, см
луби
U
>ризонт
U
ft
« 1
И
2 1
1 §
зд.-сух почвы
2
>2
"и"
S
*"•
^
о*
оо
г-
чэ
«о
*••
«S
—*
Г** чО О «О
о о о о
to со — -н
го Л ~ ~
г* го ^ ^-
о о о о
(О ~* СО <N
о о о о
<s о *о \о
со ~* о о
Ч * о ч
(ч U - U
СО "*■ «О С*
о о о о
3^22
2!QSl
«88g
<<* о
К 1
ев «
Ж О
* 5 25
а- ь- g
8* &
«I I
В"?-!
ЭДЗОЛИ
песок)
Алтай
с »s х
ово-
рово
й р-
£ Q *
О. v5 *
vO О N -
Г^ 00 NO «О
00 ^ <Ч (S
^ от 2 2
о с* r^ <s
^f оГ ^t oo
00 О sO СЧ
О Г* чО 00
© * щ *
2 *> гС 2
"1 On со <*1
2 * <* S
On © On ©
<S ^ тГ ч*
1210
453
347
265
2® SS
J» о »о »о
с*
х:
< 3 5 и
^ < ш
1
s
S
S w
стая сугл
рский p-i
одзоли
Бакча
обл.
с о *
sis
5 " «
в) н Н
vO On Г* О
vO ^ чГ «О
* п « «
в?вв22
СО nO CO On
1- 4f "fr «О
Ов чо — <Ч
^ t> \0 no
-* On On <Ч
On I**- nO Г-
O on ^ *°
2 <* S 3
Г- 00 xf CO
CO *0 CO CO
О 00 О О
5 ч* ¥ со
(О N N N
10
-50
-120
-220
6 § 2 2
~* сч
* «
Г"4 tt
•°. s
линистая
н Кемеро
я лесная суг
эиинский р-
Сера
Ма]
обл

*м «О СО
»о <ч ^
«о ь ^ ю
Ю «О «О fO
<л <о h ^
Tf СО СО СЧ
СО 1^ СО
•О «О СО
О вО N
00 V© «О
Ч. 1 <*!
n© N© 00~
v© Г4 СО тГ
•. *■ ». ..
Г- On On n©
t^ On чО On
n© NO «o CO
4 °°* °l
Ю ^t io
<S 00 NO
00 Г^ 00
00
я
о
О
00 ON ^и
со ri ^f
oo <o <o ^
со го со со
и <0 h «
V ЧГ (4 ~
^ ^ vO
CO <4 CO
^ -* ON
2 ^ «o
q n io «
On* f-* NO NO
00 vO О «О
vO "О Tf N
^ N N
NO Г"» «O
—* v© OO
NO "<f CO
2 2 °°
(4 О On
NO «O »0
»0 <S (4 Г-^
io ч£ ^" со
NO OO О Г»
Л N N -Г
OO ^ U-)
"O ^ CO
4 ON NO
2 «< ">
%«o
О <N r-> О
t^ i^ r^ ri
(N -< ^t Tt
О О no ^
vO W-T oo no
—< -« ^t CO
О t^ О
2 »' S
-и CO CN
rf ©С «O
°o "I ^
со со со
О On^ OO -и
ri «s ri сч
n- oo «о со
^ ^ io
CO CO «O
CO «О ч*
Tf NO Tf
tN N CO
CO ^ CN
io m ^ ^
a J t^ K
Г^ «N r»
So?
CO «^ ^
2qco
3 & *
poo
•O 00 N
^ Г^ On
<-ч On (S
°t "* "
Л О4 О
2® 8
cCQ t>
«5 _*» utf r v
< CQ
l« Л
< в
2
5 2
с: >s
&!
8.3
I?
•=? a
J5 *
2 s
я *
g я
is ^
о • w
* 3" Й
O. On O,
О CO tt
CO
* о
»s *
= о
9
я
8 A.
u s
1 *
Я i
Q О
^ A
Я S
о о
я £ ч
<L> CLt J

"Л N 1
\
тт1—из—' —' ' —'
2-й
N 2
it i i i i i
V Ш Ш месяц
3-й Год
Р и с. 4. Содержание подвижного молибдена в горизонте А1
дерново-подзолистой почвы (1) и чернозема южного (2) [Ильин, 1973].
Р и с. 5. Распределение вольфрама в почвенном покрове одного из
месторождений в СССР [Ковалевский, 1975].
трым дефицитом какого-либо микроэлемента в пищевой- цепи
(см. табл. 15).
Таким образом, в форме естественных геохимических аномалий
природа поставила и осуществила экологический эксперимент,
давший богатый материал для начавшихся позднее исследований по
техногенному загрязнению окружающей среды тяжелыми
металлами. Основные выводы, которые можно сделать по результатам
этого эксперимента: 1) тяжелые металлы, содержащиеся в почве в
большом количестве, в избытке поступают в растения; 2)
избыточное накопление тяжелых металлов в растениях вызывает
токсические эффекты как у самих растений, так и у поедающих их
животных; 3) растения, относящиеся к различным видам и семействам,
обладают неодинаковой толерантностью к избытку тяжелых
металлов в среде обитания; 4) содержание подвижной формы тяжелых
металлов здесь, как и в "фоновой" почве, зависит от количества
гумуса и карбонатов, наличия влаги, реакции почвенной среды.
25

ТаблицаН
Содержание подвижной формы тяжелых металлов в
пахотных почвах провинции Онтарио (Канада)
[Whitby et aIM 1978]
Элемент
Zn
Си
Ni
Pb
Cd
Горизонт
Ар
с
Ар
С
Ар
С
Ар
С
Ар
С
Среднее количество,
мг/кг (п ■ 19)
1,70
0,22
U4
0,65
0,44
0,11
1,43
0,69
0,14
0,04
% от валового
содержания
1,9
0,3
6,0
3,1
2,0
0,5
5,7
4,5
55,4
11,6
Экстрагент - раствор 0,005 М ДТПА + 0,01 М CaClj, забуференный
0,1 М TEA.
Таблица 15
Содержание тяжелых металлов в почвах, сформировавшихся на нормальных и
геохимически аномальных материнских породах [Environmental..., 1984]
Элемент
В норме
Аномальное
мг/кг почвы
Возможные отрицательные
последствия избытка
As
Cd
Си
Mo
Ni
Pb
Se
Zn
<l-2
25-200
<5-40
<l-2
2-60
<l-5
2-100
10-150
До 250-2500
До 20-30
До 2000
10-100
До 8000
10000 и более
До 7-500
10000 и более
Токсично для растений и домашнего
скота
Избыток в продовольственных
культурах
Токсично для зерновых культур
Молибденозис или гипокупрозис
(дефицит Си, вызванный
избытком Мо) у коров
Токсично для зерновых и других
культур
Токсично для домашнего скота;
избыток в продовольственных
культурах
До 7 мг/кг последствий не
обнаружено; до 500 мг/кг хронический
селенозис у лошадей и коров
Токсично для зерновых культур
26

Таблица 16
Среднее содержание различных форм свинца в почвах на полиметаллическом
месторождении Армении, мг/кг [Макарова, 1960]
Валовое

количество
Водо-
раст-
вори-
мая


менная
Связанная с
гумусом
с гу-
мат-
ной
частью
с фуль-
ватной
частью
Связанная с минеральной
частью
с
грубым

скелетом
с

то-глинистой
фракцией
с
минеральной
частью,
прочно
связанной с
органическим
веществом
Сумма
форм
296 | 4 | 30 | 5 | 20 | 84 | 100 | 38 | 281
Рассмотренные сведения о содержании, распределении и
подвижности тяжелых металлов в незагрязненных почвах
приобретают важное значение при мониторинге окружающей среды. Они
представляют интерес по меньшей мере по двум обстоятельствам:
их использование в качестве исходных точек отсчета при оценке
степени загрязнения почв и учет при прогнозировании статуса
тяжелых металлов в загрязняемых почвах. К заслуживающим
внимания сведениям необходимо отнести следующие: валовое содержание
тяжелых металлов в незагрязненных почвах обладает большой ва-
^риабельностью, что делает малопригодным использование
глобального и д^же регионального кларков в практических целях;
основные носители (накопители) тяжелых металлов в почве —
тонкодисперсные минеральные частицы, гумус, отчасти оксиды железа и
марганца; одновременное присутствие в почве нескольких форм
тяжелых металлов, различающихся своей подвижностью и,
по-видимому, доступностью для растений; содержание в почве подвижной
формы тяжелых металлов динамично в течение вегетации;
отсутствие универсального экстрагента, пригодного для извлечения
доступной для растений формы всех тяжелых металлов.
ГЛ А В А2
ТЯЖЕЛЫЕ МЕТАЛЛЫ
В РАСТИТЕЛЬНОСТИ НЕЗАГРЯЗНЕННЫХ ТЕРРИТОРИЙ
Техногенное загрязнение почвы отрицательно отражается на
растениях. Проникая в избытке в растительные организмы,
тяжелые металлы подавляют ход метаболических процессов, тормозят
развитие, снижают продуктивность. Поэтому важным моментом
охраны окружающей среды от загрязнения становится знание
нормального (фонового) содержания тяжелых металлов в различных
27

Таблица 17
Значение микроэлементов для физиологии растений и животных [Adriano, 1986]

Элемент
1
Необходим или
благоприятен для

растений
2
животных
3
Потенциально
токсичен для
растений
4
животных
5
Примечание
6
Нет
Да
Нет
Да
Нет
Да
Нет
Нет
Да
Нет
Да
Нет
Да
Нет
Да
Да
<рН5
Да
Да
Да
5-20 мг/кг
Да
Взаимодействия с Си и Se
Прежде всего токсичен для
растений, может быть
канцерогенным
Узкие пределы толерантности,
накапливается в пищевой
цепи, канцерогенный,
болезнь итаи-итаи
Малотоксичный, способен к
большому накоплению,
канцерогенный
Важна форма нахождения:
Сг6+ очень токсичный,
другие формы малотоксичны;
канцерогенный
Легко комплексируется в
почве, узкие пределы
толерантности для растений
Накапливается в пищевой
цепи; водная аккумуляция;
болезнь Минамата
Широкие пределы
толерантности, токсичный в кислых
почвах; наименее токсичный
среди элементов
Высокое накопление в
растениях, узкие пределы
толерантности для животных
Очень подвижный в
растениях, малотоксичный,
канцерогенный
Воздушное распространение и
преимущественное
накопление на поверхности,
кумулятивный яд
Малотоксичный, очень слабое
поглощение растениями
28

Окончание табл. 17
1
Ti
Tl
V
W
Zn
2
»
»
Да
Нет
Да
3
Возможно
Нет
Да
Нет
Да
4
—
—
Да
5
—
—
Да
6
Нерастворимый,
малотоксичный, возможно
канцерогенный
Очень подвижный в растениях
Узкие пределы толерантности
и высокая токсичность для
животных, способен к
большому накоплению,
канцерогенный
Очень мобильный в
растениях; очень редкий и
малоподвижный
Широкие пределы
толерантности, легко комплекси-
руется в почве; возможно
дефицитен в некоторых
диетах, малотоксичный
растениях, особенно в сельскохозяйственных культурах. С его
помощью можно оценивать темп и масштаб загрязнения, следить за
результатами профилактических мероприятий. Однако прежде чем
познакомиться с нормальным содержанием тяжелых металлов,
целесообразно вспомнить основные принципы формирования
элементного химического состава растений. Для этого воспользуемся
соображениями, высказанными ранее [Ильин, 19856].
Принципы формирования химического состава живых
организмов обсуждаются давно. В.И. Вернадский [1922] указывал на
тесную связь между элементным химическим составом организмов и
земной коры, подчеркивая при этом, что элементный химический
состав живых существ в процессе эволюции не подвергался
глубоким изменениям. Однако эта мысль скорее относится к
макроэлементам. Как свидетельствуют Е.А. Бойченко и др. [1972], в
процессе эволюции в тканях растений концентрация микроэлементов
— металлов (Zn, Си, Мо и др.) менялась (в основном
увеличивалась) в десятки и сотни раз.
А.П. Виноградов [1935] пришел к заключению, что пригодными
к жизни могли стать элементы или широко распространенные, или
показывающие большую подвижность, или обладающие
специфическими свойствами, полезными для процессов обмена. В
дальнейшем он развил свое представление о формировании элементного
химического состава растений, высказав интересную мысль о том,
что все химические элементы так или иначе участвуют в
жизненных процессах [Виноградов, 1952]. Отсутствие сведений о
физиологической значимости того или иного химического элемента,
постоянно обнаруживаемого в растительном материале, указывает, по
29

Урожай
к
Рост отситст-
* вцет
^ппрыйдедриц ит
Умеренн&нЗ деоэи-
^ цит
Гибель
10'
10^
10'
la
70
г2\
10
-з
Интенсивная
-Zy\>
We
МО'чУръ
Си
br.lt
Средняя
АУ *Ъ
As„
Ми.
Слабая
•\В|ь_
Se«.Fe
Отсутствует
Zr
П.
P и с. 6. Идеальная кривая роста растений как функция концентрации
питательного элемента [Smith, 1962].
Р и с. 7. Биологическая
аккумуляция тяжелых
относительно почвы.
металлов растениями
Индекс аккумуляции (1а) рассчитывался как отношение содержаний тяжелых металлов в растениях к
их количеству в почве [Kabata-Pendias, Pendias, 1979]
его мнению, только на химические трудности их получения.
В определенной мере предположение А.П. Виноградова
подтверждается биохимическими работами. В обзоре М. Диксона и Э. Уэб-
ба [1961] перечислены одиннадцать химических элементов,
относящихся к группе тяжелых металлов, в том числе Rb, Cs, Cd, Cr,
Ni, Pb, каждый из которых определенно является активатором
одного или нескольких ферментов. На возможную необходимость
растениям, например, кадмия указывают такие данные, полученные
физиологами в последние годы. Установлено, что при очень низкой
концентрации Cd в питательной смеси до 75-80 % этого металла
поступает в корневую систему в процессе активной диффузии
[Cataldo et al., 1983].
В зарубежной специальной литературе широко распространено
деление химических элементов на питательные и примеси. Д. Ар-
нон [1962] полагает, что растения поглощают из почвы как
нужные, так и ненужные элементы и не всякий найденный в них
элемент необходимый. Эти представления нашли отражение у Д. Ад-
риано [Adriano, 1986], который тяжелые металлы разделил на две
группы — необходимые (или благоприятные) и потенциально
токсичные (табл. 17).
Расхождения в оценке физиологической значимости химических
элементов отражают современное состояние наших знаний. Между
тем они имеют принципиальное значение, поскольку затрагивают
не только биологическую суть явления, но и вытекающие из него
практические выводы, в том числе связанные с охраной
окружающей среды.
Автору данной монографии импонирует мнение А.П.
Виноградова об исключительном разнообразии растительных форм и геохи-
30

мических ситуаций, допускающее большую пластичность живого
вещества и существование неординарных реакций (соединений), в
которых могут участвовать (присутствовать) любые химические
элементы.
Для обсуждаемой в книге проблемы точка зрения А.П.
Виноградова имеет важное научное значение. Действительно, если все
химические элементы нужны растениям, то можно ли какой-нибудь
из них рассматривать как токсичный? Очевидно, нельзя. Если
присутствие химических элементов в растительной ткани
метаболически обосновано и оно для каждого элемента приобрело
определенное количественное выражение, будет правильнее говорить не о
токсичных элементах, а о токсичных для растений концентрациях
химических элементов. В этом убеждает, например, ситуация,
которая сложилась с Mn, Zn, Си, Мо, известными под названием
микроэлементы. В очень небольших количествах они совершенно
необходимы растениям, и их дефицит в почве в практике сельского
хозяйства покрывается внесением микроудобрений. Вместе с тем
эти же химические элементы входят в группу тяжелых металлов,
токсичность которых хорошо известна. Конечно, один и тот же
элемент для одного и того же ботанического вида не может быть
одновременно полезным и вредным, если не иметь в виду его разные
концентрации.
К этому разговору целесообразно привлечь "идеальную"
кривую роста растений в зависимости от концентрации питательного
элемента в среде обитания (рис. 6). На диаграмме показано, как
концентрация из благоприятной превращается в токсичную, а
элемент из полезного как бы переходит в категорию вредного.
Обращает на себя внимание относительно широкий диапазон
благоприятных для продукционного процесса концентраций химических
элементов в среде обитания. По существу он охватывает ситуации
от малого дефицита до умеренного избытка. В первом случае
оптимум в питании достигается за счет более экономного использования
поглощенного элемента, во втором — в результате работы защит-
Таблица18
Содержание тяжелых металлов в растительности на
незагрязненных почвах (усредненные данные)
Элемент
Содержание,
мг/кг сухого
вещества
п
Элемент
Содержание,
мг/кг сухого
вещества
п
Sr
Mn
Zn
Си
Ni
Pb
Cr
113,3
104,8
53,3
9,9
8,1
4,1
1,3
1 95
357
456
569
443
588
341
1 Mo
Cd
Se
Co
Sn
Hg
0,88
0,78
0,57
0,34
0,18
0,047
263
411
35
457
354
47
31

ных механизмов растения, ограничивающих поступление
избыточных ионов в метаболически важные центры. Лишь при дальнейшем
увеличении содержания химического элемента в среде и, как
следствие этого, в растении наступает момент, когда избыток ионов
начинает действовать угнетающе - концентрация становится
токсичной.
Почвенному покрову Земли свойственно огромное разнообразие
геохимических ситуаций, однако территорий с острой нехваткой
или, напротив, с токсичным избытком химических элементов
сравнительно немного. В естественных условиях такие территории
заняты видами (ассоциациями) растений, которые адаптировались к
неблагоприятным концентрациям.
В большинстве же незагрязненных почв содержание одних и тех
же химических элементов не столь контрастно (табл. 18). Однако
диапазон колебаний все же достаточно велик, чтобы обусловить
заметные различия в количестве любого химического элемента в
растениях одного вида, но собранных в разных пунктах. В данном
случае следует говорить о влиянии на элементный химический
состав растений условий окружающей среды, т.е. экологического
фактора. Ведущее значение при этом принадлежит подвижной
форме химических элементов в почве. Корреляция между содержанием
подвижной формы химического элемента в почве и насыщенностью
этим элементом растительной ткани обычно прямая и чаще всего
сильная.
По абсолютному содержанию в растительном веществе тяжелые
металлы можно разделить на четыре группы: элементы поэышен-
ной концентрации - Sr, Mn, Zn; средней — Си, Ni, Pb, Cr; низкой
- Mo, Cd, Se, Co, Sn; очень низкой - Hg. Уровень содержания
большинства тяжелых металлов в растительной массе находится в
прямой зависимости от их кларка. Исключение составляют
Zn, Cd, Se, Cr.
Приведенные в табл. 18 данные не отражают естественных
флуктуации признака. Последние же бывают значительными
(табл. 19). Таблица интересна еще и тем, что содержание тяжелых
металлов в растениях классифицировано на разные уровни по их
способности обеспечить физиологические потребности. Диапазон
нормальных концентраций у всех тяжелых металлов довольно
широкий, причем, по С. Мэлстэду, он более широкий, чем по А. Ко-
тиньи с соавторами. Возможно, это верно, поскольку в первом
случае данные относятся к разным видам растений, во втором - только
к одному.
Диапазон нормальных для произрастания растений
концентраций — от наименьшей до наибольшей — у разных тяжелых
металлов все же неодинаковый: у Cd и Сг он заметно уже, чем у РЬ и
Со. Объясняется ли это недостаточной представительностью
опытных данных или оно выступает как следствие различного
отношения растений к тяжелым металлам, сказать пока трудно. Надо
полагать, что диапазон нормальных концентраций будет менее
широким у элементов, легко проникающих в растении в метаболически
32

Таблица 19
Нормирование содержания тяжелых металлов в растениях, мг/кг сухого вещества
Элемент
Fe
Мп
Zn
Си
РЬ
Со
N1
Cd
Mo
V
As
Сг
Hg
Разные растения
[Melsted, 1973J
нормальное
20-300
15-150
15-150
3-40
0,1-5,0
0,01-0,30
0,1-1,0
0,05-0,2
0,2-1,0
0,1-1
0,1-1
0,1-0,5
0,001-0,01
предположи»
тельно
максимальное
750
300
300
150
10
5
3
3
3
2
2
2 |
0,04
Райграс [Cottcme et at, 1976]
дефицит*
ное
<50
<20
<20
<5
■—
—
—
*-
<0,1
—
—
—
—
нормальное
50-240
25-250
25-250
6-15
2-14
0-2
0-8
0-0,5
0,5-5
—
—
0-0,5
—
токсичное
7
>500
>400
>20
—
>100
>80
>100
9
—
-—
>1,3
—
Цит. по: D.E. Baker, L. Chesnm [1975].
важные центры. Высокая способность Cd к проникновению в
растительный организм хорошо известна. По-видимому, в тканях этот
элемент слабо инактивируется, отчего даже небольшое нарастание
его концентрации становится вредным для растений.
Большой интерес представляют концентрации, превышающие
нормальные. У С. Мэлстэда они названы предположительно
максимальными. По-видимому, такие концентрации еще не оказывают
или оказывают незначительное отрицательное воздействие на
растительные организмы. У большинства элементов они превосходят
верхний предел нормальных концентраций в 2-4 раза. Исключение
составляют Со (в 17 раз) и Cd (в 15 раз). Если для Со высокий
уровень максимально допустимого насыщения растительной ткани
можно предположительно объяснить переводом значительной части
ионов в малоактивное состояние, то для Cd такое объяснение едва
ли правомерно. Скорее всего подобное несоответствие обусловлено
недостаточностью экспериментальных данных. По этой же
причине, по-видимому, наблюдаются противоречия между данными
С. Мэлстэда и А. Котиньи с соавторами, касающимися
предположительно максимальной и токсичной концентраций.
Несмотря на то что на содержание тяжелых металлов в
растениях оказывает влияние элементный химический состав почв, полной
аналогии не наблюдается (рис. 7). Биоаккумуляция рассчитана как
отношение среднего содержания тяжелых металлов в растениях к
33

их среднему содержанию в почвах. Судя по ней, можно заключить,
что все приоритетные элементы-загрязнители относятся к группе
относительно высокого накопления. Особенно значительна
биоаккумуляция, как это ни покажется странным, у Cd. Можно
предположить, что она — следствие химических особенностей элемента,
обеспечивающих ему большую подвижность, но можно также
допустить, что отмеченный уровень — результат метаболически
оправданного поглощения элемента растительными организмами.
Возможно еще одно объяснение этого феномена: технические
трудности определения мизерных количеств кадмия в растительных
образцах.
У представителей разных семейств и у отдельных видов внутри
семейств наблюдаются, как показывает сделанное нами обобщение
(табл. 20), значительные колебания в содержании тяжелых
металлов, особенно у основных групп сельскохозяйственных культур.
Как свидетельствуют данные многих исследователей, в частности
Г.Л. Шнетцера с соавторами [Schnetzer et al., 1980], фоновое
содержание тяжелых металлов в биомассе даже одной культуры
колеблется в зависимости от условий произрастания и фазы развития.
Особенно это характерно для зерновых культур, в меньшей мере
свойственно травам (табл. 21).
Большая разница в содержании тяжелых металлов в
незагрязненных растениях одной культуры, когда максимальное количество
превышает минимальное в 20-40 раз, указывает на возможные
трудности в определении действительного их загрязнения.
Многочисленные исследования показывают, что химические
элементы, в том числе и относящиеся к группе тяжелых металлов,
распределяются по органам растений неравномерно. Это
обусловливается многими причинами, например, аттрагирующей
способностью определенного органа (органеллы), локальным накоплением
в результате перехода в малоподвижную форму.
По данным Л.И. Оболенской и В.В. Бузюкиной [1969],
цитоплазма пшеницы по сравнению с ядром, пластидами и
митохондриями содержит повышенное количество Mn, Zn, Си и Мо.
Наименьшее содержание этих металлов отмечено в митохондриях.
В опыте с незагрязненной почвой М.К. Джона [John, 1972]
содержание ртути в листьях листового салата было примерно в 4 раза
меньше, чем в корнях, тогда как в цветной капусте наоборот:
насыщенность ртутью листьев оказалась в 4 раза выше, чем
корней. Это различие, скорее всего, связано с биологическими
особенностями изученных культур.
Авторы многих работ отмечают, что на незагрязненных почвах
наименьшее количество тяжелых металлов свойственно органам
запасания ассимилятов (зерно, плоды, корне- и клубнеплоды и т.д.).
Вероятно, это обусловлено тем, что само назначение запасающих
органов предопределяет невысокую их потребность в тяжелых
металлах — биофилах. Кроме того, во флоэмном потоке,
транспортирующем ассимиляты с места хранения, вообще содержится меньше
34

Таблица 20
Содержание тяжелых металлов в растениях незагрязненных территорий
(усредненные данные)
Элемент
МП
Sr
Zn
Си
Ni
Pb
Mo
Сг
Sn
Co
Cd
Se
Hg
As
Овощи
ЛИСТЬЯ
25
15
224
2
72.5
! 10
188
5,6
83
11.5
151
LZ
2
i5
72
—
—
0.93
148
0.15
9
0.06
5
0x2
l 1
Зерновые
ЛИСТЬЯ
116
27
26
4
29
8
8Л
39
ш
2
3j5
13
Ы
3
—
—
2
0.88
7
—
0.04
3
зерно
46
117
6
6
6
66
5j6
137
—
0.58
10
0.48
82
—
—
0.09
57
0.12
5
0.05
7
0.002
8
Бобовые
ЛИСТЬЯ
70
31
391
2
38.5
11
Si2
20
5J>
13
0.77
13
2.50
5
—
—
1.47
2
1.27
8
0.04
6
—
^
зерно
1 ^
45
—
32.1
40
68
—
—
1.29
44
—
—
0.23
39
0.33
3
—
—
1
Травы
надземная
часть
101
122
58
81
33.1
321
8,6
117
L2
345
1Л
401
0.88
127
0.74
269
0.18
354
&з
357
0.64
240
0.70
13
0.03
31
Примечание. Над чертой — концентрация, мг/кг сух. массы; под чертой — объем выборки.
тяжелых металлов. Однако известны исследования, в которых
получены прямо противоположные результаты.
Противоречивость данных может быть объяснена
физиологическими особенностями исследованных растений, относящихся к
разным видам. Определенное влияние на распределение могла оказать
недостаточная полноценность минерального питания растений. При
хорошем обеспечении почвы макроэлементами (прежде всего азо-
35

Таблица 21
Фоновое содержание тяжелых металлов в некоторых культурах, мг/кг сухого
вещества [Schnetzer et al., 1980]
Культура
Райграс
Клевер
Люцерна
Ячмень
Овес
Кукуруза
Zn
32-117
19-52
24-38
8-76
3-81
6-80
Си
2,6-9,2
8,0-14,8
5,2-16,2
2,4-21,3
1,1-21,0
2,5-21,0
Со
0,08-0,11
0,04-0,66
0,02-0,13
0,02-0,22
0,01-0,09
0,02-0,8
Сг
0,68-1,4
—
—
0,03-1,0
0,2
0,04-1,5
Ni
0-10
—
—
0,1-0,22
0,44
0,3-4,0
Cd
0,02-0,11
0,02-0,3
0,02-0,38
0,04-0,35
0,04-3,9
том) и неостром дефиците микроэлементов (тяжелых металлов)
происходит быстрое нарастание надземной биомассы, особенно
листьев, и одновременно снижается ее насыщенность дефицитными
микроэлементами. В этом случае в корнях количество тяжелых
металлов может оказаться большим, чем в стеблях и листьях.
Напротив, при недостаточном содержании в почве основных элементов
минерального питания и хорошей ее обеспеченности
микроэлементами насыщенность тканей надземных органов станет более
высокой.
Темп нарастания биомассы зависит не только от обеспеченности
почвы элементами минерального питания, но и от других
природных факторов (например, температурного), что также вносит свои
коррективы в распределение металлов по органам растений. Кроме
того, насыщенность органов будет зависеть от способности
последних к реутилизации тяжелых металлов, а также от фазы развития
растений.
Все это указывает на сложный характер распределения и
накопления тяжелых металлов в растительном организме и объясняет
появление в публикациях нечетких заключений.
Насыщенность растительной ткани тяжелыми металлами
изменяется в течение вегетационного периода. Как показали
исследования П.Я. Мишина [1967], в надземной массе пшеницы в процессе
роста и развития содержание Zn и Си постепенно уменьшается до
перехода растений из вегетативной фазы в репродуктивную, далее
насыщенность тканей этими элементами сохраняется примерно на
одном уровне. Аналогичную динамику отметила А.А. Кветкина
[1968] в надземной массе кукурузы. Насыщенность же листьев
этой культуры Мп и V, напротив, возрастала к концу вегетации.
По данным нашей лаборатории в листьях и корнях пшеницы,
выращенной на богатом элементами минерального питания
черноземе выщелоченном среднесуглинистом и очень бедной
дерново-подзолистой супесчаной почве, содержание Mo, Pb и Cd в
листьях и корнях в течение вегетации не оставалось постоянным:
количество Мо в них к концу вегетации уменьшалось, тогда как
количество РЬ увеличивалось. Содержание Cd также увеличивалось, но
только в пшенице на черноземе. В растениях, выращенных на де~
36

Таблица 22
Среднее содержание тяжелых металлов в овощах Баварии (ФРГ), мг/кг абс.-сух.
массы [Fritz et al., 1976]
Культура
Салат кочанный
Шпинат
Капуста
Сельдерей
Кольраби
Морковь
Редька
Сельдерей
Бобы зеленые
Огурцы
Помидоры
Zn
75,5
149,0
26,0
43,2
40,5
36,7
53,0
39,5
35,0
58,8
20,7
Си
РЬ
Листья
| 12,4
! 18,0
6,3
17,3
22,5
28,7
14,9
22,7
Корне(клубне) плоды
8,3 | 9,5
13,3
7,3
9,8
13,3
17,8
14,8
Плоды
7,6
13,8
10,8
5,3
14,8
16,6
Ni
6,3
9,0
5,8
5,8
4,1
3,4
3,6
3,9
3,5
2,1
2,0
Cr -
4,6
4,8
<1
1,7
<>
<1
<1
<1
<1
<1
<1
Cd
1,1
1,7
<1
<1
1 <i
<1
<1
<1
<1
<1
<1
рново-подзолистсн почве, изменений не наблюдалось.
Насыщенность растительной ткани тяжелыми металлами в
разные фазы развития сельскохозяйственных культур может
различаться в 2-3 раза. Однако с практической точки зрения эти
колебания следует рассматривать как небольшие.
Вместе с тем имеются факты, указывающие на более
существенные колебания в содержании тяжелых металлов в течение года.
Так, Б. Дэвис [Davis, 1980] отмечает, что луговые травы на
незагрязненных почвах в осенне-зимний период при сильно замедленном
росте накапливают свинца в 30-40, иногда в 100 раз больше по
сравнению с летними месяцами.
Аналогичные данные — широкий диапазон нормальных
концентраций тяжелых металлов — приведены в работе А. Котиньи с
соавторами [Cottenie et al., 19761 (см. табл. 19). Нули не следует
принимать буквально. Они лишь свидетельствуют о недостаточной
чувствительности метода определения.
Однако такие большие колебания скорее исключение, чем
правило. Во всяком случае в сводке Ф. Голмика с соавторами
[Gollmick et al., 1970], обобщивших материалы многих западных
авторов, приведены диапазоны нормального содержания Mn, Fe,
Zn, Cu, Mo в различных сельскохозяйственных культурах, где
верхнее значение превосходит нижнее не более чем в 1,5-3 раза.
Основу растительной пищи человека умеренного пояса
составляют картофель и овощные культуры, отчего сведения о фоновом со-
37

Содержание тяжелых металлов в употребляемых в пищу частях огородных культур
почвах Западной Сибири (п = 8-12), мг/кг
Культура
Картофель
Капуста
Томат
Свекла
Морковь
Лук
Zn
1,33-3,09
0,78-1,92
1,08-2,28
4,10-5,50
1,81-2,75
1,81-4,18
Pb
0,04-0,19
0,05-0,29
0,06-0,15
0,07-0,21
0,07-0,20
0,04-0,24
Cd
0,01-0,06
0,005-0,04
0,005-0,03
0,03-0,07
0,005-0,04
0,005-0,06
Си
0,21-0,50
0,01-0,23
0,18-0,69
0,67-1,44
0,23-0,68
0,28-0,89
Ni
0,08-0,19
0,08-0,20
0,03-0,15
0,09-0,35
0,05-0,14
0,06-0,17
держании в них тяжелых металлов представляют большой интерес.
Западно-германскими авторами [Fritz et al., 1976] установлено
повышенное содержание тяжелых металлов в "листовых" овощах
Баварии по сравнению с культурами, у которых в пищу
употребляются корне (клубне) плоды. Особенно это свойственно салату
кочанному и шпинату (табл. 22). Подобный же характер распределения
(в листьях и стеблях больше, чем в корне- и клубнеплодах и
плодах) отмечается многими исследователями для различных культур
(табл. 23).
Еще одним объектом пристального внимания исследователей
являются пастбищные и сенокосные травы. В качестве иллюстрации
фонового содержания тяжелых металлов приводим усредненные
данные Р. Митчелла [Mitchell, 1963] по пастбищным травам
Англии (мг/кг возд.-сух. массы): Мп - 220, Sr - 28, Zn - 25, Ti - 7,4,
Си - 4,5, Ni - 1,5, Pb - 1,2, Mo - 0,43, Cr - 0, 37, Sn - < 0,3, V -
0,26, Co-0,11, Ag-0,04.
Поскольку в пределах геохимических аномалий развиваются
почвы с высоким содержанием тяжелых металлов, в химическом
составе местных растений доля тяжелых металлов значительно
возрастает. Отмечено также, что при обилии тяжелых металлов в среде
обитания возможна глубокая трансформация структуры
растительного покрова: его основу начинают составлять более толерантные
виды.
Вопросу поведения тяжелых металлов в системе почва —
растение над рудными телами посвящены многочисленные исследования.
В отечественной литературе этот вопрос обстоятельно рассмотрен
А.П. Виноградовым [1952], Н.С. Петруниной [1974],
А.Л.Ковалевским [1975] и другими, в зарубежной — Дж. Антоновичем,
А. Брэдшоу, Р. Тэрнером [Antonovics et al., 1971 ], Р. Бруксом
[Brooks, 1972].
По мнению А.П. Виноградова, на почвах геохимических
аномалий возможно произрастание растений двух типов:
концентрирующих тяжелые металлы в силу их повышенного содержания в почве
и поглощающих большое их количество вследствие генетически
закрепленной потребности.
Н.С. Петрунина. сохранив идею А.П. Виноградова, детализиро-
38

на незагрязненных
сырой массы
Сг
Со
0,01-0,06
0,01-0,07
0,03-0,11
0,01-0,14
0,02-0,07
0,01-0,08
0,06-0,13
0,02-0,05
0,05-0,14
0,01-0,16
0,08-0,13
0,03-0,14
Таблица 23 вала разделение растений по их отношению
к избытку химических элементов, в том
числе тяжелых металлов. В частности, была
выделена группа адаптированных растений,
которые хорошо переносят избыток тяжелых
металлов в среде обитания, причем одни
виды адаптированных растений накапливают
избыточные ионы в надземных органах,
другие же это не делают. Такие растения
представляют практический интерес.
Адаптированные виды, накапливающие тяжелые
металлы в надземных органах, способны более
или менее адекватно отражать
геохимические особенности среды и потому оказались
полезными при поиске рудных месторождений. Устойчивость же к
избытку тяжелых металлов делает их перспективными интродуцен-
тами для озеленения (залужения) техногенно загрязненных
территорий. Напротив, растения, не накапливающие в надземных
органах химические элементы, несмотря на их высокое содержание в
почве, малопригодны для геологических поисков, но могут, помимо
озеленения, представлять интерес для сельского хозяйства как
источник гигиенически пригодного к употреблению корма.
Оба варианта защиты у растений имеют одно и то же
назначение — не допустить или ослабить денатурирующее действие
тяжелых металлов на метаболически важные белки.
По поводу природы защитных приспособлений существует много
предположений. В обзоре Дж. Антоновича с соавторами [Antonovici
et al., 1971 ] приведен их перечень:
Внешние
1. Металл находится в
нерастворимой в воде форме, при
наличии же хорошо растворимой
формы осуществляется быстрое
разбавление концентрации за
счет окружающей влаги.
2. Количество
свободно диффундирующих ионов
металла мало по сравнению
с его валовым содержанием.
3. Недостаточная
подвижность тяжелых металлов при
определенных условиях.
Внутренние
1. Избирательное поглощение иончв.
2. Ограничение влияния ионов металла на
метаболизм путем их переноса в вакуоль.
3. Ограничение влияния ионов металла
на метаболизм путем перекачки их из клетки.
4. Ограничение влияния ионов металла на
метаболизм путем их перевода в безвредную
форму.
5. Экскреция — вывод тяжелого металла в
"орган хранения".
6. Увеличение потребности ферментных
систем в ионах металла.
7. Альтернативные метаболические
реакции.
8. Увеличение концентрации метаболитов,
которые противодействуют ингибитору.
39

9. Увеличение концентрации ингибируе-
мого фермента.
10. Сокращение потребности в продуктах
ингибируемой системы.
11. Образование изоферментов с меньшим
сродством к ингибитору или увеличенным
относительным сродством к субстрату.
12. Изменения в протоплазме с
сохранением функции фермента даже при замене
физиологически нужных металлов токсичными.
Защитные приспособления разделены на внешние и внутренние.
Строго говоря, внешние механизмы никак не связаны с
жизнедеятельностью растительного организма. Они выступают как следствие
свойств почвы, способных уменьшить поток ионов металла из
почвы в растение. Поэтому к истинным механизмам толерантности
следует отнести только те, которыми располагает само растение,
будь то древнее, возникшее при зарождении жизни свойство к
избирательному поглощению ионов или более поздние приобретения,
как, например, альтернативные метаболические реакции.
Итак, произрастающие на почвах геохимических аномалий
растения могут бороться с избытком тяжелых металлов несколькими
способами: 1) задерживать избыточные ионы в корнях или за
пределами метаболически важных органов или структур, 2) снижать
активность избыточных ионов путем перевода их в физиологически
инертные формы, 3) создавать альтернативные реакции обмена,
менее чувствительные к действию тяжелых металлов.
Фактический материал свидетельствует о том, что для многих
из адаптированных видов растений характерно обильное
накопление тяжелых металлов в корнях [Peterson, 1969; Wu et al., 1975].
Имеются данные [Ernst, 1965], показывающие, что толерантный
вид Silene cucubalus способен произрастать на почве, содержащей
до 7790 мг/кг цитратрастворимого цинка и накапливать в листьях
свыше 1500 мг/кг металла. Многие авторы склоняются к мнению,
что это происходит в результате снижения подвижности
поступающих из почвы ионов и металлосодержащих соединений. Важную
роль при этом играет не только образование труднорастворимых
сшшкатов, фосфатов и т.д., но и закомплексовывание тяжелых
металлов органическими веществами, связывание ионов клеточными
стенками.
По поводу возникновения альтернативных реакций в процессе
адаптации растений к избытку тяжелых металлов имеются
немногочисленные и к тому же неоднозначные данные. В частности,
работами Р. Кокса с соавторами [Сох et al., 1976, 1978] показано,
что устойчивость к цинку у растений, по-видимому, может
достигаться за счет снижения прочности связи ферментов с
избыточными ионами и уменьшения таким образом ингибирующего действия
тяжелого металла.
40

В растениях, произрастающих на рудных полях, уменьшается
содержание протеина и увеличивается количество клетчатки, т.е.
их питательная ценность снижается. Качество кормов ухудшается
также за счет резкого повышения содержания тяжелых металлов.
Например, в злаках количество Си достигало 64,5, количество Мо -
7,09 мг/кг возд.-сух. массы [Гуланян, 1972].
Попытки выращивания культурных растений на почвах,
сформировавшихся на геохимических аномалиях, могут привести к
нежелательным последствиям из-за чрезмерного накопления тяжелых
металлов в растительной продукции. Так, редис, выращенный в
Уэльсе, на почве, нативно обогащенной РЬ, был обильно насыщен
этим элементом: в корнеплоде — до 136, в корнях - до 500 мг/кг
[Lagerwerff, 1972].
Вместе с тем, как свидетельствуют Н.А. Алексеева-Попова и
другие [1984], растительные организмы проявляют на рудных
полях значительную пластичность к повышенному содержанию
тяжелых металлов. Часть из них способна приобрести наследственную
устойчивость к неблагоприятному минеральному составу местных
почв.
Таким образом, все или почти все химические элементы, в том
числе и тяжелые металлы, в определенном количестве необходимы
растительному организму. Содержание тяжелых металлов в
растениях на незагрязненной почве следует рассматривать как
нормальное, или фоновое, зависящее от особенностей растений, а в случае
одного вида — от условий окружающей среды, прежде всего от
свойств почвы. Диапазон нормального содержания тяжелых
металлов в растениях одного вида очень широкий (максимальное
количество превышает минимальное в 20-40 раз). Накопление тяжелых
металлов в растительной массе в количестве, превышающем фон в
2-4 раза, еще не вызывает негативных последствий или же они
очень незначительные.
Тяжелые металлы распределяются по органам незагрязненных
растений неравномерно. В большем количестве они накапливаются
в стеблях и листьях, в меньшем — в органах запасания ассимиля-
тов. Насыщенность растительной массы тяжелыми металлами в
разные фазы развития растений может различаться в 2-3 раза.
Высокое содержание тяжелых металлов в почвах геохимических
аномалий действует угнетающе на все виды растений, несмотря на
обладание ими защитными механизмами неспецифической
природы, позволяющими избыточные ионы адсорбировать на стенках
клеток, перекачивать в вакуоль, закомплексовывать органическими
соединениями.
Представители естественной растительности способны
приобретать наследственную устойчивость к повышенному содержанию
тяжелых металлов в почвах на рудных полях.
Выявленные особенности поведения растений на геохимических
аномалиях мотут быть использованы для прогнозирования
процессов, которые будут происходить в системе почва — растение в
условиях техногенного загрязнения.
41

ГЛ А В A3
ТЯЖЕЛЫЕ МЕТАЛЛЫ
В ПОЧВАХ ТЕХНОГЕННО ЗАГРЯЗНЕННЫХ ТЕРРИТОРИЙ
Имеется несколько основных источников поступления тяжелых
металлов в незагрязненные почвы: карьеры и шахты при добыче
полиметаллических руд; металлургические предприятия;
электростанции, сжигающие уголь; автотранспорт; химические средства
защиты сельскохозяйственных культур от болезней и вредителей.
Доля каждого из них в загрязнении почв меняется в зависимости
от конкретных обстоятельств, и все же наиболее мощные потоки
тяжелых металлов возникают вокруг предприятий черной и
особенно цветной металлургии. Исключение составляет свинец, который
в окружающую среду в большом количестве поступает также от
автотранспорта. О долевом участии разных источников в загрязнении
окружающей среды на примере стран Европы можно судить по
данным Д. Пацины и Д. Хансена [Pacyna, Hanssen, 1984]:
Основные источники
Cd
Цинко-кадмиевые плавильные заводы
Медно-никелевые заводы
Сжигание топлива
Сжигание отходов
Прочие
РЬ
Сжигание бензина
Производство цветных металлов
Производство железа, стали, ферросплавов
Сжигание древесины
Прочие
Zn
Цинко-кадмиевые плавильные заводы
Производство железа, стали, сплавов
Сжигание отходов
Сжигание древесины
Прочие
Си
Медно никелевые плавильные заводы
Сжигание топлива
Производаво железа, стали, ферросплавов
Сжигание древесины
Прочие
Вклад
в общий
выброс, %
60
23
10
3
4
60
22
11
1
6
60
13
17
6
4
50
22
И
11
6
42

Загрязнению подвергается не только земная поверхность, в
частности почвенный покров, но и атмосфера. В атмосфере постоянно
присутствуют тяжелые металлы в форме ионов или в составе
аэрозолей. Их количество за счет техногенных выбросов постепенно
возрастает.
Урбанизация общества приводит к тому, что в почвах городов
значительно повышается содержание тяжелых металлов.
Например, в г. Уоллонгонге (Австралия) содержание свинца увеличилось
примерно в 10 раз [Beavington, 1973], в Гамбурге (ФРГ)
количество Pb, Zn, Си и Cd также возросло по сравнению с фоном в 7-11
раз [Hintze, Lux, 1983]. По данным Б.Э. Дэвиса и других [Davis et
al., 1978], в почвах некоторых парков г. Манчестера (Англия)
максимальное количество РЬ достигло 3270, Zn — 513, Си — 450
мг/кг. Еще более внушительные данные приводят А. Торнтон
[Thornton, 1966]: в наиболее загрязненной почве одного из
предместий Лондона содержится свинца 13680, цинка — 13120, меди —
2320, кадмия — до 40 мг/кг.
При таком сильном загрязнении почвы содержание подвижной
формы тяжелых металлов также достигает высокого уровня. В этом
отношении показательны данные (табл. 24), приводимые Б. Дэви-
сом [Davis, 1980] для почв трех в разной степени загрязненных
территорий Англии: центральной части Лондона, Большого
Лондона и сельской местности (включающей Ротамстед). Они
свидетельствуют о сильном загрязнении почв в пределах Большого Лондона.
Даже в почвах, находящихся в сельскохозяйственном
использовании, обнаружено такое содержание подвижной формы тяжелых
металлов, какое трудно назвать естественным. По-видимому, в них
также происходит постепенное накопление Pb, Zn, Си и Cd.
Повышенное загрязнение тяжелыми металлами свойственно
почвам и вокруг других промышленных центров Англии.
Например, в пахотных землях на расстоянии 22 км от г. Ливерпуля
содержание РЬ достигло 450, Zn — почти 400, Си — свыше 230
мг/кг, что в несколько раз превышает фоновое количество этих
элементов [Davies et al., 1978]. Продукция животного и
растительного происхождения, производимая в таких условиях, требует
пристального внимания, поскольку избыточное количество тяжелых
металлов в почве оказывает прямое влияние на насыщенность ими
растительной ткани и отражается в последующих звеньях пищевой
цепи - животных и человеке.
В связи с техногенными воздействиями в ФРГ наиболее сильно
загрязняются сады и луга [Sauerbeck, 1985]. В округе Везер-Эмс,
например, 4-7 % площади садовых почв загрязнены Zn и РЬ
больше допустимой нормы, около 25 % площади приближается к этому
пределу.
В Японии отмечено значительное загрязнение почв кадмием:
примерно на 9,5 % площадей рисовых полей и на 7,5 % площадей
садов содержание тяжелого металла превысило допустимый лимит.
Всего же Cd загрязнен каждый пятый гектар сельскохозяйственных
угодий [Teruo Asami, 1986].
43

Таблица 24
Среднее содержание подвижной формы тяжелых металлов в почве,
мг/кг (экстрагент 0,05М ЭДТА (NH4)2)
Территория
РЬ
Zn
Си
Cd
Центр Лондона
Бол. Лондон
Сельская местность
966
275
53
327
375
95
56
45
12
<0,5
< 0.5-1,6
1,3
При длительном поступлении тяжелых металлов из основных
источников загрязнения в почве может накопиться значительное их
количество, сопоставимое с содержанием в естественных
геохимических аномалиях или даже превосходящее его. Например,
имеются данные [Fritz, Pennypacker, 1975], которые указывают на
исключительно сильное загрязнение почв в радиусе 0,8 км давно
действующим в США цинкоплавильным заводом: содержание цинка в
них достигало 80000 мг/кг. В Швеции вокруг одного из
предприятий цветной металлургии Г. Тилером [Tyler, 1974] обнаружено в
почвах от 1100 до 17000 мг/кг Си и от 16000 до 22000 мг/кг Zn.
В прямой зависимости от содержания этих элементов находилась
загрязненность почв кадмием. При содержании в почве Си + Zn,
равном 40000 мг/кг, количество Cd превышало 10 мг/кг. В
почвах около цинкоплавильного завода в Польше на глубине 1-5 см
найдено (мг/кг): Zn — 13800, РЬ — 240-2480, Cd — 15-270
[Greszta et al., 1985]. Очень высокий уровень загрязнения почв
ртутью приводят японские исследователи [Morishita et al., 1982].
На территории, загрязняемой шахтой по добыче Hg в почвах
содержится металла 2,11-100,7 (среднее 31,2) мг/кг при его фоновой
концентрации 0,81 мг/кг.
Особенно большое количество тяжелых металлов накапливается
в почвах, которые развиваются на обогащенной металлами
материнской породе и дополнительно загрязняются техногенным путем.
Исключительно высокие валовые количества Zn, Pb, и Cd,
одновременно присутствующие в почвах графства Сомерсет (Англия),
приводит Дж. Розер с соавторами [Rother et al., 1982]: в горизонте
А соответственно 19490-33860, 2530-5840, 190-345; в горизонте В
— 2830-3450, 681-745, 31-36; в горизонте С — 187-224, 61-84,
1,6-2,1 мг/кг возд.-сух. почвы.
Значительное количество тяжелых металлов накопилось также в
техногенно загрязненных почвах СССР, особенно вокруг
металлургических предприятий, рудников и обогатительных фабрик, а
также вдоль автомагистралей.
Б.А. Звонарев и Н.Г. Зырин [1981] выяснили, что загрязнение
почв ртутью за счет выбросов предприятия цветной металлургии'
ограничивается расстоянием 5-6 км. Зона же максимального
накопления Hg заключена в пределах 0-3 (3,5) км от источника
загрязнения: здесь в почвах ртути в среднем содержится 1,02 (колебания
44

от 0,18 до 2,40) мг/кг, что превышает примерно в 11 раз фоновое
количество.
В почвах, расположенных вблизи свинцово-плавильного
производства, содержание некоторых тяжелых металлов резко возросло.
Об этом можно судить по данным кислоторастворимой формы,
количество которой в дерновом слое местных почв увеличилось: РЬ в
64 раза, Zn -в 35, Си - в 14 [Серебренникова и др., 1982].
Валовое количество тяжелых металлов в почвах, загрязненных
металлургическими предприятиями, может достичь внушительных
размеров. Например, Б.А. Важениной [1983] в слое 0-5 см
обнаружено свыше 400 мг Zn, 900 мг РЬ и более 8500 мг/кг Си. В наших
исследованиях [Ильин и др., 1985] в почве около
цинкоплавильного предприятия содержание цинка приближалось к 10000 мг,
свинца — к 1000 мг, кадмия — к 100 мг/кг.
Судя по материалам Э.П. Маханько с соавторами [1985], в
радиусе 1 км от источника загрязнения на почве оседает тяжелых
металлов примерно 1-3 % от их количества в выбросах. Доля
осевшего на почву Zn в радиусе 10 км от цинкоплавильного завода не
превышала 10 % от содержания металла в выбросах. Таким
образом, основной поток тяжелых металлов рассеивается за пределами
зоны, которая обычно рассматривается как загрязненная и
уверенно фиксируется анализами почвы.
Границы ареала техногенного загрязнения сероземов, по данным
А.В. Корнилова и других [1988], располагаются в 6-7 км от
предприятия цветной металлургии. Зона наибольшего загрязнения почв
ограничена 0,7-1,5 км. Содержание здесь РЬ и Cd в 20, Zn в 10 раз
больше, чем в почвах на удалении 7 км.
В составе пылегазовых выбросов металлургических предприятий
преобладают окислы железа, алюминия, кальция и магния, а
также силикаты [Андоньев, Филипьев, 1979]. Количество тяжелых
металлов в выбросах тоже значительное: по данным Р.И. Первуни-
ной с соавторами [1987], в пыли завода по выплавке свинца и
цинка содержалось 51 % РЬ, 12 % Zn и 1,5 % Cd.
Следует подчеркнуть, что в почвах, загрязняемых
металлургическими предприятиями, накапливаются не только
профилирующий, но и другие металлы, сопутствующие ему в рудах. Так,
Б.Э. Дэвис [Davis, 1980] сообщил, что в верхнем горизонте почв
возле свинцово-цинкового комплекса в штате Айдахо (США)
возросло количество многих тяжелых металлов. Помимо РЬ и Zn об_-
наружена аккумуляция Cd, Ag, Hg, Ni, Cu, As, Sb, Se. Как
указывается в этой же работе, совместное накопление каждого из
тяжелых металлов может достигнуть опасных пределов. В почвах
свинцово-плавильного завода (США) в радиусе 16 км обнаружено РЬ —
6800, Zn — 5200, Cd — 160, As — 150 мг/кг.
Очень высокое содержание Cd и Zn найдено X. Меттьюзом и
А. Торнтоном [Matthews, Thornton, 1982] в почвах возле старых
рудников Англии. Например, в некоторых точках количество Cd
достигало 440 мг на 1 кг почвы.
Значительные концентрации этого же металла — до 45 мг/кг
45

— обнаружены в СССР Д.П. Малюгой [1946] в пахотных почвах
вблизи разрабатываемых никелевых рудников.
В наших исследованиях, где основное внимание уделялось
загрязнению огородных почв и культур, источником тяжелых
металлов являлись рудники и металлургические предприятия. Выбор
объектов для изучения был обусловлен рядом обстоятельств. В
сибирских городах вокруг источников загрязнения нередко
преобладает индивидуальная застройка. На приусадебных участках для
личного потребления возделываются картофель и овощи. Если
принять во внимание, что растительная продукция, получаемая в зоне
техногенного загрязнения, используется в пищу в течение многих
лет, и иметь в виду, что именно с растительной пищей в организм
человека поступает основное количество тяжелых металлов,
следует признать необходимость особого внимания к таким территориям.
Огородные почвы в значительной мере — продукт деятельности
человека, отчего некоторые их свойства существенно измен$ны. В
тех из них, которые сформировались по зональным почвам,
наблюдается повышенное (в 1,5-3 раза больше) содержание гумуса и
основных элементов минерального питания растений — N, Р, К.
Часто отмечается накопление карбонатов и изменение реакции
почвенной среды в сторону подщелачивания, реже подкисления.
Изученные огородные почвы будучи высокогумусными, обладая
большой емкостью поглощения и щелочной средой, способны инактиви-
ровать значительное количество тяжелых металлов — переводить
их в менее подвижное состояние и ограничивать тем самым
поступление в растения.
В одном из промышленных центров Кузбасса, где основной
загрязнитель окружающей среды — цинкоплавильный завод, в
верхнем слое почвы (0-20 см) на расстоянии 0,5 км от предприятия
найдено (мг/кг): Zn — 14125, Pb — 649, Cd — 56; на расстоянии
0,9 км соответственно 2148, 117 и 7; на расстоянии 2,5 км — 449,
91,2 и 3,8; на расстоянии 5 км — 347, 52,7 и 2,8.
В результате полувековой деятельности завода оказались
загрязненными огородные почвы, на которых местное население
выращивает картофель и овощи. В радиусе до 1 км от предприятия
количество в них Cd уже превысило региональный фон в 50, Zn — в 35,
РЬ — в 25 раз. Повышенное содержание этих металлов в
огородных почвах (в 1,5-2 раза превосходящее региональный фон)
отмечено на расстоянии 8-10 км от завода.
Помимо трех приоритетных металлов в зоне загрязнения
изучено содержание еще четырех — Си, Ni, Cr, Со (табл. 25).
Сопоставление этих данных с региональным фоном показывает, что
количество меди в наиболее загрязненных почвах (примерно в радиусе 1
км от завода) заметно превосходит его. Что же касается хрома,
никеля и кобальта, то их содержание не выходит за пределы
естественных флуктуации.
Тяжелые металлы концентрируются в самом верхнем слое
почвы. На пашне вместилищем их избыточного количества
становится весь пахотный слой. Передвижение в подпахотную толщ> таких
46

Таблица 25
Валовое содержание тяжелых металлов в огородных почвах,
загрязняемых цинкоплавильным заводом, мг/кг
(пробы взяты в 1987 г.)
Элемент
Региональг
ный фон

(колебания)
Почвы огородов, п =

минимальное

максимальное
51
среднее
Си I 6-84 I 35 I 220 I 63,5
Ni 12-100 30 59 45,8
Сг 26-180 35 129 83,7
Со 3-15 7,9 13,5 11,1
Таблица 26
Распределение тяжелых металлов в почве, загрязняемой заводом
цветной металлургии (данные Г.А. Гармаша)
Горизонт
Глубина
взятия
образца,
(см)
Zn
Валовое содержание, мг/кг
РЬ
Си
0-20 1680 142 67,4
30-40 96 22,4 22,6
50-60 84 22,4 22,4
110-120 83 22,4 22,2
элементов, как Zn, Pb, Си, не обнаружено (табл. 26). Примерно
половина (45-50 %) валового количества Zn и РЬ в пахотном слое
представлена подвижной формой (экстрагент 1 н. НС1). В
подпахотной толще ее доля значительно меньше — 17-19 %. Из этого
можно сделать заключение, что приоритетные металлы,
содержащиеся в выбросах цинкоплавильного производства, попадая в
почву, сохраняют или приобретают высокую мобильность.
Весьма значительное загрязнение огородных почв обнаружено в
небольшом городе Кузбасса, где более 40 лет действует
предприятие по добыче свинцово-цинковой руды. Пыль из карьеров и
атмосферные выбросы обогатительной фабрики — основные источники
поступления здесь тяжелых металлов в окружающую среду.
Исследования показали, что в огородных почвах имеет место большой
разброс концентраций как рудообразующих, так и сопутствующих
химических элементов (табл. 27). Встреченное в почве
минимальное содержание основных компонентов руды — Zn и РЬ — было
выше регионального фона. Валовое количество тяжелых металлов,
в первую очередь Zn, Pb и Cd, превышает региональный фон в
47

Таблица 27
Валовое содержание тяжелых металлов в огородных
почвах, загрязняемых рудником, мг/кг (пробы взяты в
1987 г.)
Элемент
Валовое содержание

минимальное

максимальное
среднее
(п«23)
Zn
Pb
Cd
Си
Cr
Ni
Co
199
48,9
Сл.
33,1
47,9
26,9
8,1
1919
513
8,25
241
186
60,3
58,9
625
150,8
2,10
74,8
95,4
47,4
15,0
Таблица 28
Содержание тяжелых металлов в огородных почвах, загрязняемых
металлургическими предприятиями (пробы взяты в 1988 г.)
Элемент

Региональный фон
Огородные почвы
среднее,
п = 56
колебания
мг/кг возд.-сух. почвы
количество проб
почвы с
содержанием металла
больше фона,
% от общего
Zn
Pb
Cd
Си
Ni
Cr
Co
85,5
16,4
0,074
33,8
25,9
59,5
15,6
222
26,1
0,23
43,6
43,5
67,8
14,3
102-646
15,5-95,5
0,04-3,05
24,5-67,6
17,4-58,9
16,9-104,7
9,1-23,4
100
98
95
95
98
64
15
20-50 раз. Сильно загрязненные почвы располагаются в 250-500 м
от карьеров и обогатительной фабрики.
В рудоносных областях существует вероятность повышенного
накопления тяжелых металлов в почвах за счет близкого залегания
к поверхности рудного тела. В нашем случае, как показали
исследования, это исключается: обогащение пахотного слоя огородных
почв происходило техногенным путем.
В одном из крупных промышленных центров Кузбасса, где
сосредоточено несколько металлургических предприятий (два
комбината черной металлургии, алюминиевый комбинат, завод
ферросплавов), а также имеются иные источники тяжелых металлов, бы-
48

Таблица 29
Загрязненность огородных почв тяжелыми металлами в городах
Кузбасса
Элемент
ПДКпо
Kloke
Рудник

Цинкоплавильный
завод

Металлургические
предприятия
количество проб почвы с содержанием
металла больше ПДК, %
Zn
Pb
Cd
Си
Ni
Сг
Со
300
100
3
100
50
100
50
83
65
17
13
43
35
4
67
27
53
4
18
16
0
12
0
2
0
16
4
0
ло изучено загрязнение огородных почв. Площадь последних
оказалась значительной.
Загрязнение почв произошло на всей территории города, в том
числе в пунктах, удаленных от металлургических предприятий до
10 км (табл. 28): содержание Zn, превышающее региональный фон,
характерно для почв всех изученных точек, почти то же самое
можно сказать о количестве Ni, Pb и Си. Менее всего почвы за
грязнены Со.
Сопоставление концентрации тяжелых металлов в огородных
почвах с региональным фоном позволяет лишь судить о наличии
или отсутствии техногенного загрязнения. Для оценки опасности
загрязнения требуется сопоставление с ПДК. Имеющиеся ПДК
пока гигиенически слабо обоснованы, но, несмотря на это, нашли
широкое применение. Воспользуемся ими и оценим сложившуюся
обстановку с загрязнением огородных почв в разных городах
Кузбасса (табл. 29). Наибольшему загрязнению подверглись почвы в
городах, где действует рудник и цинкоплавильный завод. В большей
части огородных почв здесь количество Zn превысило предельно
допустимое. То же самое можно сказать о содержании Pb в почвах
рудничного городка и о концентрации Cd в почвах, загрязненных
цинкоплавильным заводом. Обращает на себя внимание
значительная доля почв, в которых превышен допустимый предел
накопления Ni и Сг. Приведенные данные лишний раз убеждают в том,
что происходит полиметаллическое загрязнение почвенного
покрова, отчего вопрос об аддитивном влиянии тяжелых металлов на
живые организмы имеет первостепенное значение. К сожалению,
он пока слабо разработан.
Иная картина загрязнения огородных почв наблюдается в
городе, где источником тяжелых металлов являются несколько
металлургических предприятий. Ситуация здесь благополучнее: лишь
сравнительно небольшая часть почв загрязнена выше допустимого
49

предела Ni и Zn (см, табл. 29). Вероятно, это обусловлено большей
удаленностью объектов исследования от металлургических
предприятий и меньшим содержанием тяжелых металлов в
атмосферных выбросах.
Выявленные размеры накопления тяжелых металлов в
огородных почвах городов Кузбасса — факт сам по себе существенный.
Однако по данным валового содержания трудно предугадать
реальный поток избыточных металлов из почвы в растения. Легче это
сделать, имея сведения о количестве их подвижной формы.
Установлено, что в сильно загрязненных цинкоплавильным
заводом почвах на долю подвижной формы (экстрагент — 0,02 М
№ЭДТА + 1 М CH3COONH4 с рН 7) Zn приходится 25-50, РЬ —
20-45, Cd - 25-30 % от валового количества. Менее подвижны
тяжелые металлы в огородных почвах, загрязненных предприятием
черной металлургии: доля подвижного Zn здесь равна 7-10,
подвижных РЬ и Cd — 15-20 %. Но и в этом случае абсолютное
количество подвижных тяжелых металлов довольно велико: у Zn и РЬ
оно приблизилось к фоновому валовому содержанию, у Cd
превосходило его. Таким образом, эта информация дает основание
считать, что в изученных почвах имеется значительный фонд
подвижных тяжелых металлов, который в состоянии обеспечить их
избыточное поступление из почвы в корень.
Определенный, иногда значительный, вклад в загрязнение
почвенного покрова вносят тепловые электростанции, работающие на
угле, особенно буром. Источником тяжелых металлов при этом
являются как тонкодисперсные частицы золы, выбрасываемые
трубами, так и зола, поступающая из топок в золоотвалы. Частицы
дымовых выбросов рассеиваются на большое расстояние, но
максимальное их количество оседает на поверхности почвы в зоне 2,5-4
км от электростанций. Считается, что отрицательное воздействие
на окружающую среду золы дымовых выбросов сравнительно
невелико [Дончева и др., 1982]. В этом смысле значительно опаснее
золоотвалы, поскольку выдуваемая зола переносится на небольшие
расстояния и способна создавать в почве концентрации тяжелых
металлов в несколько раз большие, чем за счет выбросов из труб.
Ориентировочные расчеты, выполненные А.В. Дончевой с
соавторами, показали, что от ГРЭС, работающей на буром угле, поступает
на земную поверхность в радиусе 5 км следующее количество
тяжелых металлов (в кг на 1 км^): Zn — 96, V — 32, РЬ — 31, Сг
— 24, Ni — 17, Си — 13, Со — 8, Мо — 2.
При поступлении свинца от автотранспорта загрязняется полоса
земли шириной 50-100, редко 300 м. Основное же его количество
оседает на почву в пределах первых 10-15 м и концентрируется в
слое 0-10 см (табл. 30). По данным Е.М. Никифоровой [1975], в
гумусовом горизонте почв автономных ландшафтов вблизи одной
из самых оживленных магистралей СССР Москва-Ленинград
содержание свинца достигает 190 мг/кг, что в 10-13 раз выше фонового
количества. Аналогичные результаты получены в почвах Латвии
50

Таблица 30
Загрязненность почвы свинцом (мг/кг) на дороге № 1 в США
[Chow, 19701
Глубина
почвы, см
0-5
5-10
10-15
6-7
403
252
121
на восток
15
211
102
74
Расстояние от дороги, м
30
92
82
60
30
95
73
61
на запад
15
161
100
93
6-7
239
139
63
вдоль трассы Рига-Юрмала [Бериня и др., 1983]: содержание
свинца по сравнению с фоном увеличилось почти в 7 раз.
Вдоль такой оживленной магистрали, как Москва —
Симферополь, (район г. Курска) почвы загрязнены значительно меньше: на
расстоянии 5 м от края дороги в слое 0-10 см содержание РЬ
оказалось самым большим, однако оно не превысило 70 мг/кг
[Савельева, 1980]. На долю кислоторастворимой формы (экстрагент 1 н.
НС1) здесь приходилось примерно 30 %. Коэффициент
аномальности содержания свинца для изученной почвы был в 10-100 раз
меньше, чем для почв вдоль автострад Западной Европы.
Судя по результатам исследований в Новой Зеландии, в
придорожной полосе, загрязняемой автотранспортом, серьезным
отрицательным моментом является постоянное присутствие свинца в
воздухе. Значительное накопление этого металла было обнаружено в
печени, почках и костях овец, которые содержались в этой полосе,
но питались привозной, незагрязненной травой [Ward, Brooks,
1978].
С возрастанием уровня химизации сельского хозяйства в почве
может происходить постепенное накопление различных тяжелых
металлов. В США, например, многократное использование мышь-
яксодержащих пестицидов и дефолиантов во фруктовых садах и на
полях, занятых картофелем, привело к увеличению количества As
в почве в десятки и даже в сотни раз. Особенно загрязненными
оказались почвы фруктовых садов. В штате Индиана, например, в
них содержалось мышьяка от 56 до 250 мг/кг, тогда как в
контрольной почве только 2-4 мг/кг [Adriano, 1986]. По данным
А.С. Ивановой [1987], в почвах крымских садов, которые
постоянно обрабатываются медьсодержащими препаратами для борьбы с
вредителями и болезнями, концентрация меди возросла в 5-6 раз и
достигла в отдельных случаях 180 мг/кг.
В последние годы широко обсуждается вопрос о возможности
загрязнения почв кадмием за счет вносимых фосфорных удобрений.
Содержание кадмия в этих удобрениях зависит от наличия его в
минеральном сырье и технологии приготовления и колеблется от
0,02 до ПО мг/кг [Swaine, 1962; Poletschny, Kick, 1981].
Как показали исследования Г. Полечни и Г. Кика [Poletschny,
Kick, 1981 ], в почвы ФРГ, получавшие в течение 23 лет
51

Р, кг/га
20 А
ЮЛ
.£Сс(,г/га
У100
Y50
1981 Год
Р и с. 8. Накопление кадмия в почвах Швеции в результате
применения фосфорных удобрений [Gunnarsson, 1980].
1 — ежегодные дозы Cd, 2 — сумма внесенного Cd
ежегодно разные формы фосфорных удобрений в дозах от 48,5 до
123,3 кг Р2<Э5/га было внесено кадмия от 0,3 до 490 г/га (с
суперфосфатом 121 г/га). Если первая величина пренебрежимо
мала, то вторая заслуживает внимания, поскольку в пахотном слое
почв естественный запас кадмия колеблется от 300 до 1000 г/га.
О. Гуннарссоном [Gunnarsson, 1980] наглядно
продемонстрировано накопление в почвах Швеции кадмия, который присутствует
во вносимых фосфорных удобрениях. Темп накопления тяжелого
металла стал особенно заметным в последние годы в связи с
возросшими дозами туков (рис. 8).
Вместе с тем были получены и иные данные.
К. Изерман [Isermann, 1983], изучавший последствия
длительного применения фосфорных (и других) удобрений на опытных
станциях стран Западной Европы (Ротамстед — Англия, Асков —
Дания, Жамблю — Бельгия и др.), пришел к заключению, что не
имеется статистически достоверных доказательств обогащения
почвы кадмием при внесении туков.
В используемых в сельском хозяйстве ГДР фосфоритах и
фосфорных удобрениях содержится кадмия от 0,2 до 17,3 мг/кг. В
длительном опыте (он продолжался 31 год) внесение в почву
суммарно около 13 т суперфосфата на гектар не увеличило
концентрацию тяжелого металла ни в почве, ни в выращиваемых растениях
[Machelett et al., 1984].
Очень мощным источником загрязнения почв могут стать
паводковые воды рек, пересекающих индустриальные районы. В
Нидерландах, например, земли, заливаемые водами Рейна, Мааса и
Шельды, в изобилии накапливают тяжелые металлы [Driel,
Smidle, 1982]. Количество любого из них уже достигло опасного
52

Таблица 31
Содержание тяжелых металлов в почвах польдеров,
мг/кг [Driel, Smidle, 1982]
Элемент
1759 (п « 23)
Год осушения
1927 (п * 36)
1957 (п » 24)
Zn
Си
Сг
N1
РЬ
Cd
Hg
As
93
29
94
41
31
0,3
0,3
15,4
460
53
112
32
130
1.9
0,7
21,4
2070
247
406
58
540
13,4
10,0
144
уровня. Аналогичная картина наблюдается в почвах польдеров,
особенно в тех из них, которые созданы в последние десятилетия:
кумулятивный эффект здесь выражен очень ярко (табл. 31).
Особенно это характерно для Cd, Hg, Zn и Pb.
По-видимому, нельзя игнорировать как источник тяжелых
металлов цементную пыль. Разумеется, атмосферные выбросы
цементных заводов экологически и социально опасны прежде всего
наличием в них силикатной пыли. Однако, судя по данным К. Рэуце и
С. Кырстя [1986], в ней содержится (мг/кг) Cd до 31, Си — до
218, РЬ — до 836.
Наиболее актуальной для многих стран стала проблема
утилизации осадка городских сточных вод, объединяющих, как правило,
бытовые и промышленные воды (табл. 32). Осадки сточных вод
(ОСВ), прошедшие предварительно обеззараживание, могли бы
стать очень ценным органическим удобрением, богатым всеми
элементами питания, особенно такими дефицитными, как азот и
фосфор. Однако во многих случаях ОСВ содержит столь значительные
количества тяжелых металлов, что делает его широкое
использование в сельском хозяйстве проблематичным. Особенно это относится
к ОСВ крупных промышленных городов.
Загрязнение ОСВ в разных странах неодинаковое, что зависит
от специфики городского промышленного комплекса, применяемых
сырья и технологий. В пределах одной страны или ее региона
возможны значительные колебания в уровне загрязнения ОСВ
тяжелыми металлами. В этом убеждают данные, относящиеся к 42
пунктам Англии и Уэльса (табл. 33). Большое впечатление производит
верхний предел содержания тяжелых металлов: осадок сточных вод
в некоторых пунктах является сильно загрязненным.
В СССР уровень загрязненности осадков в разных населенных
пунктах существенно различается, что было показано Ю.В.
Алексеевым [1986] на примере городов Ленинградской области.
В таких крупных промышленных центрах СССР, как Ленинград
и Новосибирск, насыщенность, ОСВ тяжелыми металлами (табл.
53

Таблица 32
Валовое содержание тяжелых металлов в ОСВ разных стран, мг/кг сухой массы
[ТШег, 1986]
Страна

Великобритания
США
Швеция
Канада
Австралия
Cd
2-1500
2-1100
2-171
2-147
2-285
Zn
600-20000
72-16400
700-14700
40-19000
240-5500
Си
200-8000
84-10400
52-3300
160-3000
250-2500
Pb
50-3600
800-26000
52-2900
85-4000
55-2000
Ni
20-5300
12-2800
15-2120
7-1500
20-320
34) приближается к уровню, наблюдаемому в индустриальных
странах Запада. Если принять во внимание мнение В. Кампе
[Rampe, 1979], считающего, что ОСВ относится к сильно
загрязненным при содержании в них (мг/кг сухого вещества) Hg 5, Cd
— 10; Сг и Си — 250; Pb — 500, Zn — 1000, то следует
признать, что осадки сточных вод в крупных промышленных центрах
уже превысили этот критический уровень.
Все это заставляет дифференцированно оценивать
сельскохозяйственную пригодность ОСВ, а выполняемые с использованием
усредненных данных прогнозы "кумулятивного эффекта" несут для
экологической экспертизы лишь самую общую информацию и не
могут распространяться на конкретные ОСВ и конкретные условия.
Во многих странах, прежде всего в ФРГ, проводятся
исследования, призванные установить допустимые дозы внесения ОСВ в
почву. А. Клоке [Kloke, 1982], например, приводит расчет
кумулятивного эффекта от внесения рекомендованных доз ОСВ: опасное
приближение содержания тяжелых металлов к ПДК для почв за счет
привноса с ОСВ произойдет лишь через несколько поколений
людей (табл. 35). В расчетах использованы данные содержания
тяжелых металлов в ОСВ ФРГ. Эти расчеты дают самые общие пред
Таблица 33
Валовое содержание тяжелых металлов в ОСВ из 42 пунктов
Англии и Уэльса, мг/кг сухой массы [Berrow, Webber, 1972]
Элемент!
Пределы
колебаний
Среднее
Элемент!
Пределы
колебаний
Ag
Cd
Со
Сг
Си
Мп
5-150
<60-1500 ,
2-260
4-8800
200-8000
150-2500
32
<200
24
980
970
500
1 Мо
Ni
Pb
Sr
V
Zn
2-30
20-5300
120-3000
80-2000
20-400
30-3000
7
510
820
340
75
310
Среднее
54

Таблица 34
Валовое содержание тяжелых металлов в ОСВ городов СССР, мг/кг сухой массы
Город
Cd
Zn
Си
Pb
Ni
Cr
Co
Sr
Источник
информации
Ленинград I 17 I 1250 I 1350
Новосибирск 66 4800 1500
480
270
380
255
740 50
2590 -
202
Алексеев, 1986
Наши данные
ргавления о перспективе использования ОСВ в сельском хозяйстве.
Они непригодны для составления конкретных (местных) прогнозов.
Часто ОСВ так сильно загрязнен отдельными металлами, что уже
через несколько лет в почве накапливается их избыточное
количество. Например, 6-летнее применение ОСВ сильно загрязненных
Cd повышало содержание элемента в почве до 6-10 мг/кг, что
было значительно выше ПДК [Chang et al., 1983].
В ОСВ тяжелые металлы находятся в разных формах, причем
органическая не всегда может быть преобладающей. На это
указывают, в частности, сведения о формах Ni: на долю органической
приходится около 24 %, тогда как на долю карбонатов никеля—
основной формы в ОСВ - 32 % [Adriano, 1986].
В осадке сточных вод г. Новосибирска весь свинец и большая
часть других тяжелых металлов (до 90 % Cd и до 75 % Zn, Си и
Ni) способны переходить в 1 н. раствор НС1. Лишь у хрома доля
кислоторастворимой формы ниже — 44 %. Относительное
содержание обменной формы (экстрагент 1 н. раствор ацетата аммония с
рН 7) невелико — 1-5 % [Гармаш Г., Гармаш Н., 1989].
Количество водорастворимой формы тяжелых металлов в ОСВ
невысокое — от десятых долей до нескольких процентов. Однако
следует помнить, что внесенные в почву осадки сточных вод
претерпевают существенные превращения и главное из них — разло-
Таблица35
Увеличение содержания тяжелых металлов за счет
рекомендованных доз ОСВ [Kloke, 1982]
Элемент
За год
За 10 лет
мг/кг почвы
ПДК для
почвы
(валовое

содержание),
мг/кг
Cd
Hg
Ni
Pb, Cr, Cu
Zn
0,0111
0,0139
0,1111
0,6667
1,6667
0,11
0,14
1.11
6,67
16,67
3
2
50
100
300
55

5
о
•ч
J 80
160-
40
100
500
Л L
мг/кг
2500 10000
_J I
0
540ч
о
§80-
>§ "
Щ>120-
-
5
! /
/
If
I
\
V
15
25
i i
35
• i
45 55 мг/к
.iiii
/
Р и с. 9. Распределение цинка в профиле чернозема выщелоченного
суглинистого около цинкоплавильного завода (данные Г.А. Гармаша).
Содержание 1-валовое, 2 — подвижной формы (экстрагент — 1 М CH-jCOONH^ + 0,02 М
^2ЭДТА)
Рис. 10. Распределение свинца в профиле почвы вблизи автомагистрали
Москва — Ленинград [Никифорова, 1975].
Содержание* 1 — фоновое, 2 — вблизи автомагистрали.
жение органического вещества. Содержащиеся тяжелые металлы
могут перейти в легкоподвижную форму и стать доступными для
растений, с одной стороны, и способными мигрировать вниз по
профилю почвы, с другой. На присутствие значительного
количества тяжелых металлов в дренажных водах из-под почв, получавших
от 7,5 до 22 т ОСВ/га (пересчет на сухое вещество), указывают
данные голландского исследователя С. де Хаана [Наап, 1980].
Автором было отмечено, что почвы тяжелого гранулометрического
состава по сравнению с почвами легкими способны существенно
ограничивать нисходящую миграцию металлов. На это обстоятельство
обратили также внимание американские исследователи [Williams et
al., 1987], которые в течение 8 лет вносили в суглинистую почву
штата Калифорния ОСВ, сильно загрязненные Hg, Cd и Zn.
Несмотря на высокие дозы (суммарно было внесено 1440-1800 т/га)
тяжелые металлы имели тенденцию оставаться в пахотном слое.
Осадки, обычно содержащие довольно много воды, по
экономическим соображениям не должны далеко транспортироваться. Их
применение ограничивается почвами пригородной зоны, где возде-
лываются овощные, плодовые и кормовые культуры.
Помимо ОСВ, в сельском хозяйстве в ряде случаев
используются сами сточные воды, поступающие от отдельных промышленных
предприятий или в целом от небольших городов. Содержание
тяжелых металлов в них невысокое. Однако при многолетнем примене-
56

нии они в состоянии значительно увеличить количество тяжелых
металлов в почве. По данным Н. Эль-Бассама с соавторами
[El-Bassam et al., 1975], в легких почвах Брауншвейга (ФРГ) за 80
лет орошения их сточными водами содержание ртути возросло в
1,5-2 раза. Особенно много этого элемента сорбировалось в
приповерхностном слое.
Тяжелые металлы, входящие в состав средств химизации
сельского хозяйства и ОСВ, концентрируются главным образом в
пахотном слое. Вместе с тем совсем не исключается нисходящая
миграция тяжелых металлов, особенно в том случае, когда
техногенные осадки или продукты превращения средств химизации и ОСВ
обладают достаточной растворимостью и в верхних горизонтах
почвы отсутствуют или слабо работают биогеохимические барьеры.
По материалам наших исследований [рис. 9, данные Г.А. Гарма-
ша], повышенное количество цинка можно было обнаружить на
значительной глубине — до 50 чсм и более. Более четкое
концентрирование РЬ в приповерхностном слое почвы (0-20 см) наблюдала
Е.М. Никифорова [1975]. Но и в этом случае некоторое количество
элемента смогло переместиться до глубины 50-60 см (рис. 10).
Накопление тяжелых металлов техногенного происхождения в
приповерхностном слое почвы объясняется тем, что основная их
часть поступает в форме труднорастворимых или нерастворимых
соединений. По данным Р.И. Первуниной и С.Г. Малахова [1988],
в составе пыли, выбрасываемой в атмосферу предприятием по
выплавке свинца и цинка, преобладают оксиды металлов (свыше
50 %). На долю водорастворимой формы Zn и Cd приходится
6-7 %, водорастворимый РЬ отсутствует.
При выходе в атмосферу начинается сепарация твердого
содержания выбросов: более крупные и тяжелые частицы оседают
близко от источника загрязнения, тогда как более легкие и мелкие
переносятся дальше. Разделение частиц по размеру и удельной массе
нередко означает также и их сепарацию по химическому составу,
например, по насыщенности тяжелыми металлами и по
растворимости. Попавшие на земную поверхность металлсодержащие
частицы перераспределяются между элементами рельефа, особенно
весной во время таяния снега, обогащенного за зимний период
техногенной пылью.
На долю водорастворимой формы, по многочисленным данным,
приходится меньшая (нередко менее 5 % от общего количества)
часть металла. Однако абсолютная величина довольно большая. Об
этом свидетельствуют материалы нашей лаборатории (табл. 36,
данные Г.А. Гармаша). Наиболее велико содержание
водорастворимой формы на территории, примыкающей к предприятиям.
Для практических целей представляет большой интерес
распределение тяжелых металлов по почвенному покрову загрязняемой
территории. Многочисленными исследователями было установлено,
что загрязнение почв промышленными предприятиями
прослеживается на значительном удалении от источника металлсодержащих
выбросов — на расстоянии 10-12 км, иногда более. Иными слова-
, 57

Реакция среды снеговой воды и
Загрязнитель
Расстояние
от
предприятия, км
рН
Са
Mg
0,6
3
25
0,4
3
10
5,6
7,7
8,2
8,0
6,6
6,2
5,7
1700
275400
34100
6000
5700
8950
3450
300
163400
11400
2000
10300
2700
1400
ми, за счет выбросов одного завода происходит загрязнение
почвенного покрова площадью до нескольких сотен квадратных
километров. Степень же загрязненности почв отдельных участков этой
территории существенно неодинаковая: почвы, прилегающие к
промышленному предприятию, содержат тяжелых металлов больше,
чем почвы удаленные, а на этом фоне выделяются своей
повышенной загрязненностью участки, находящиеся под факелом выбросов.
Размеры зоны сильного загрязнения определяются как
концентрацией твердых частиц в выбросах, так и высотой заводских труб.
Высокие трубы способствуют рассеиванию на большее расстояние и
на единицу площади поступает меньшее количество металлов. Зона
сильного загрязнения может простираться от источника
загрязнения на расстояние 1-5 км (см. табл. 36). Результаты исследований
свидетельствуют также, что и на большем расстоянии от
предприятий-загрязнителей снег заметно обогащен тяжелыми металлами,
особенно их водорастворимой формой.
Особо следует отметить реакцию среды снеговой воды, которая в
окрестностях металлургического комбината отчетливо щелочная,
тогда как в зоне воздействия цинкоплавильного комбината —
слегка кислая, близкая к фоновой. Различия в реакции обусловлены
неодинаковым составом атмосферных выбросов. Поскольку в
условиях щелочной среды тяжелые металлы Zn, Cu, Pb, Ni, Cd и т.д.
характеризуются малой подвижностью, в зоне загрязнения
металлургическим комбинатом их нисходящая миграция ограничена
и, что особенно важно, уменьшено поступление в растения.
В соответствии со степенью загрязнения на Урале, например,
вокруг предприятий цветной металлургии выделяются три зоны:
1) со значительными изменениями природных геокомплексов
(ПГК) — до 1,5-2 км, 2) с умеренно измененными ПГК — от 1,5
до 6 км, 3) с незначительно измененными ПГК — от 4 до 12 км
[Шилова и др., 1984].
В наших исследованиях загрязненности почв предприятием
цветной металлургии под факелом выброса было выделено
несколько зон с неодинаковым количеством тяжелых металлов. Как и ожи-
Фон
Металлургический комбинат
Цинкоплавильный завод
58

Таблица 36
содержание в ней металлов, мкг/л
Na
Fe
Mn
Си
Zn
Pb
450
12200
4020
2220
12600
2630
1060
320
10600
3150
990
2400
1140
2170
1300
630000
127500
24850
65300
10890
4440
31
7580
1090
130
1310
200
ПО
7 1
770
190
44
3000
140
40
57
10900
1850
420
113700
4830
970
8
1250
220
34
790
250
55
далось, наибольшее количество Zn обнаружено в почвах вблизи
завода (рис. 11). По мере удаления от предприятия содержание
металла в них быстро уменьшается, но даже на расстоянии 6-8 км
оно еще значительно превышает фоновое.
Попавшие в почву тяжелые металлы, прежде всего их
мобильная форма, претерпевают различные трансформации. Один из
основных процессов, влияющих на их судьбу в почве, — закрепление
гумусовым веществом. Закрепление осуществляется в результате
образования тяжелыми металлами солей с органическими
кислотами, адсорбции ионов на поверхности органических коллоидных
систем или закомплексовывания их гумусовыми кислотами.
Миграционные возможности тяжелых металлов при этом в основном
понижаются.
Именно этим обстоятельством в значительной мере объясняется
повышенное содержание тяжелых металлов в верхнем, т.е. в
наиболее гумусированном слое почвы (рис. 12).
Некоторая часть ионов тяжелых металлов адсорбируется на
поверхности минеральных частиц. Возможно также их проникновение
в межплоскостное пространство глинных минералов или
изоморфное замещение ионов других элементов в кристаллической
решетке.
Нисходящей миграции тяжелых металлов препятствуют также
гидрооксиды и оксиды Fe и Мп, которые обычно концентрируются
в верхней части профиля почвы. Доля захваченных ими тяжелых
металлов может быть значительной.
Количество водорастворимой формы тяжелых металлов в техно-
генно загрязненных почвах по данным разных авторов
неодинаковое, но в целом небольшое. По материалам польских
исследователей [Kabata-Pendias et al., 1981], в почве зоны загрязнения
медеплавильным заводом в почвенном растворе содержалось (в % от
валового количества) Си — 0,3-6,3; РЬ — 0,02-0,4; Cd — 0,1-10;
Zn — 0,3-15. В водной вытяжке из этой же почвы доля
перечисленных тяжелых металлов оказалась немного выше.
Постоянное присутствие в почве соединений тяжелых металлов,
59

Орг а ни v ее но е вещество, %
ю го
-I L
Цинпоплавиль -
ный завод
Граница
населенного пункта
0
*25-
^г
*
£50-
^
,^
75-1
100
f^~~~
V)
)
//^
II
\\
1
200 Нд,мкг/кг
—*
\*0
\Лг
В <
S
1
5
Sl
с 5
г
Рис. 11 Картосхема валового содержания цинка в огородных почвах
населенного пункта.
Содержание, мг/кп 1 - 10000, 2 - 5000-10000, 3 - 2000-5000, 4 - 800-2000, 5 - 450-800.
Ранжировка содержания металла выполнена с учетом гигиенического качества выращенных на
этих почвах огородных культур.
Рис. 12. Распределение ртути (1) и органического вещества (2) в профиле
подзола [Adriano, 1986].
способных к миграции с током почвенной влаги, может стать с
течением времени причиной загрязнения водоемов и почв в
пониженных элементах рельефа, т.е. образования вторичных техногенных
аккумуляций.
Доля основных форм в образовании пула тяжелых металлов в
почве может сильно колебаться. Обращает на себя внимание
большое количество Zn, связанного с полуторными оксидами (табл. 37).
Для других тяжелых металлов и условий соотношение форм
может быть иным. Так, в почвах, сильно загрязненных Cd, участие
оксидов железа и марганца в закреплении Cd не является ведущим
(табл. 38). Основной формой здесь становится обменная.
Сравнительно невелико количество Cd, находящегося в остатке. Это
означает, что поступивший в почву тяжелый металл в основном
присутствует в ней в подвижной форме. Данное обстоятельство имеет
негативное экологическое значение: обусловливает сравнительно
высокую миграционную способность элемента в ландшафте и
приводит к повышенной загрязненности потока веществ из почвы в
растения. Изменение рН в сторону подкисления, что можно
наблюдать при выпадении кислотных дождей, способствует переходу Cd в
почвенный раствор: в диапазоне рН 6-8 в почвенном растворе
находится 1-3 % металла от его валового содержания в почве, в диапа-
60

Таблица 37
Содержание разных форм цинка в почве [Adriano, 1986]
Форма
Неспецифически адсорбированная
Специфически адсорбированная
Органическая
Связанная с оксидами Мп
Связанная с оксидами Fe и А1
Остаток
Количество Zn
мг/кг возд.-сух.
массы
0,02-0,58
0,16-6,67
0,37-4,24
0,14-4,20
2,0-64,7
12,1-143,4
% от валового
содержания
<0,1-2,2
0,3-14,0
0,4-7,4
0,5-4,5
9,8-43,7
45,4-89,4
Таблица 38
Содержание различных форм кадмия в почвах [Hickey, Kittrick, 1984]
Форма
Обменная
Карбонаты Cd
Оксиды (Fe, Mn)
Cd
Органическая
Остаток
Пределы
колебаний, мг/кг
возд-сух.
почвы
6,18-14,0
1,19-14,7
2,80-9,16
0,37-0,73
2,93-4,50
Экстрагент
1 М MgCl2 (pH 7)
1 М NaOAc (pH 5)
0,04 М NH4OHHCI в 25%-й НОАс
0,02 М HN03 + 30% Н202 +
+ 3,2 М NH4OAc в 20%-й HN03
Конц. HF + конц. НСЮ4
зоне рН 4-6 — до 10 %, в интервале рН 3-4 — до 70 % [Alloway,
Morgan, 1986].
Несколько иная картина выявлена нами при изучении разной
степени загрязненных черноземов. Для извлечения основных форм
тяжелых металлов использовалась схема, предложенная У.
Миллером и др. [Miller et al., 1983]. Оказалось, что в почве значительная
часть Zn, Pb и Cd присутствует в Fe-, Mn- и карбонатных формах
(табл. 39). Количество органической формы было небольшим.
Сравнительно много в почве содержится обменных Zn и Cd. Все
это дает основание считать, что в загрязненных черноземах
присутствует большое количество Zn, Pb и Cd в доступном и
потенциально доступном для растений виде.
Особую и очень токсичную форму может образовывать ртуть в
процессе своего превращения в почве — в метил- и диметилртуть.
Метилирование ртути осуществляется в основном ферментативным
путем в результате жизнедеятельности почвенных
микроорганизмов, главным образом бактерий. На этот процесс большое влияние
оказывают внешние условия: температура, реакция среды,
61

Таблица 39
Содержание форм тяжелых металлов в почвах, загрязняемых цинкоплавильным
заводом, мг/кг
Форма металла
Экстрагент
Zn
РЬ
Cd
Расстояние от завода, км
0,4
1,5
0,4
1,5
0,4
1,5
Валовое
содержание

Водорастворимая
Обменная
Органическая
Карбонатная
Мп-форма
Fe-форма
н2о
0,1 н. Ca(N03)2
0,1 н. NaOH
0,1 М ЭДТА, рН 7
0,1 М NH2OHHCl
в 0,01 М HN03
0,3 М лимоннокислый
Na + 1 М NaHC03
14125
8,3
990
135
2387
700
3520
836
Не обн.
2,1
13,2
144
33
260
648,7
Сл.
»
0*8
236
39,3
18,6
75,9
Сл.
»
»
21
Сл.
7,0
56,0
Не обн.
5,8
Сл.
20,2
5,0
1,7
3,4
Не обн.
Сл.
Не обн.
2,3
0,2
0,3
окислительно-восстановительная обстановка. Метилирозанная ртуть
обладает стабильностью и в то же время высокой мобильностью в
почве, что делает эту форму тяжелого металла чрезвычайно
опасной для всей пищевой цепи.
Вместе с тем процесс метилирования ртути очень слабо изучен
в природных условиях, отчего говорить определенно о масштабе
процесса в тех или иных почвах и в конкретных техногенных об-
становках пока не представляется возможным.
На миграционные возможности тяжелых металлов в почве
большое влияние оказывают кислотно-щелочные условия и
окислительно-восстановительная обстановка. Представление об этом дает
классификация тяжелых металлов по особенностям водной
миграции, выполненная А.И. Перельманом [1979]:
Катионогенные элементы Анионогенные элементы
Подвижные с постоянной валентностью
Sr
Слабоподвижные с постоянной
валентностью
Rb Cs
Слабоподвижные с переменной валентностью
Ti Sn Sb As
Подвижные и слабоподвижные в окисли- Подвижные и слабоподвижные в окис-
тельной и глеевой обстановках и лительной обстановке и инертные в
62

инертные в восстановительной
сероводородной обстановке
а) Хорошо мигрируют в кислых водах
окислительной и глеевой обстано-
вок и осаждаются на щелочном
барьере
Zn Cu Ni Pb Cd
б) Мигрируют и в кислых, и в
щелочных водах окислительной обстановки
Hg Ag Bi
Подвижные и слабоподвижные в восста
новительной глеевой среде и инертные
в окислительной и восстановительных
сероводородных средах
Мп Со
Малоподвижные в большинстве обстановок
Слабая миграция с органическими Слабая миграция с органическими
комплексами, частично мигрируют комплексами, частично мигрируют
в сильнокислой среде в щелочной среде
Ti Cr Zr W
Данные свидетельствуют о том, что группа приоритетных
тяжелых металлов — Cd, Pb, Zn, Cu, Ni — обладает значительной
подвижностью в кислой среде и становится инертной при изменении
реакции среды в сторону подщелачивания. Далее следует отметить,
что такой сильный токсикант, как ртуть, способен при наличии
условий для окисления мигрировать в широком диапазоне рН.
Сравнительно большей подвижностью в почве может обладать
стронций, будучи представленным солями угольной и серной кислот.
Малоподвижным элементом в большинстве природных условий
является хром.
Концентрированию в верхнем горизонте почвы тяжелых
металлов, поступающих от ТЭЦ и металлургических предприятий,
способствует подщелачивание среды за счет ингредиентов, которые
присутствуют в выбросах. В щелочной среде, как отмечалось выше,
большинство тяжелых металлов становится малоподвижным.
Взаимодействия ионов тяжелых металлов с гумусовым
веществом могут быть описаны как ионообменные, адсорбция на
поверхности, хелатирование, реакции коагуляции и пептизации
[Mortensen, 1963]. Основными продуктами взаимодейтсвия
являются простые соли — гуматы и фульваты тяжелых металлов, а также
комплексные и внутрикомплексные (хелатные) металлсодержащие
соединения. В комплексных соединениях ионы металлов
располагаются в анионной части гумусовой молекулы и в составе
карбоксильной и фенольной групп при замещении в них протонов. В
анионной части они прочно закреплены, тогда как в функциональных
группах способны к диссоциации. Фульвокислоты обладают более
высокой способностью к комплексообразованию с ионами полива-
восстановительных (глеевой и
сероводородной) обстановках
V Mo Se
63

лентных металлов по сравнению с гуминовыми [Кононова, 1963],
оставаясь в то же время более подвижными.
Комплексные соединения показывают неодинаковую
устойчивость, поскольку она зависит от свойств взаимодействующих
компонентов и реакции среды. Общий порядок стабильности
комплексных соединений гумусовых веществ с тяжелыми металлами, по
Р.С. Беквизу [Beckwith, 1959], выглядит следующим образом:
Pb 2+ > Cu2+ > Ni2+ > Со2* > Zn2+ > Cd2+ > Fe2* > Mn2\
Комплексы фульвокислот с тяжелыми металлами устойчивее
при рН 5,0, чем при рН 3,0. При рН 5,0 (эти значения более
свойственны почвам) устойчивость комплексов уменьшается в
зависимости от тяжелых металлов так: Ni2+ > Со2* > Pb2* > Cu2+ >
>Zn2+ > Mn2+ [Schnitzer, 1978].
Стабильность комплексов гуминовых кислот с тяжелыми
металлами также повышается с возрастанием в определенных пределах
рН. В частности, это свойственно комплексным соединениям, в
которых присутствуют такие приоритетные загрязнители, как Hg,
Cd, Zn.
Приводимые многими авторами ряды устойчивости комплексных
соединений гумусовых веществ с тяжелыми металлами составлены
по результатам опытов с конкретными группами органических
веществ в строго контролируемых лабораторных условиях. Поэтому
их с большой осторожностью можно использовать применительно к
природным обстановкам. Вместе с тем, судя по этим данным,
следует ожидать, что РЬ и Си будут создавать в почве более прочные
комплексы, чем Zn и особенно Cd.
Таким образом, главным источником техногенных загрязнений
почв являются металлургические предприятия, рудники по добыче
полиметаллов, теплоэлектростанции, автомобильный транспорт.
Загрязнение может охватывать площади в сотни квадратных
километров и более. Наибольшему загрязнению подвергаются почвы в
радиусе 2-5 км от металлургических предприятий, в радиусе 1-2 км
от рудников и ТЭЦ, в полосе 0-50 (100) м от автомагистралей.
Источником сильного загрязнения почв могут стать осадки
сточных вод промышленных городов, обычно содержащие большое
количество тяжелых металлов.
Тяжелые металлы, как правило, концентрируются в
приповерхностном слое почвы 0-10 (20) см, где они присутствуют в форме
обменных ионов, входят в состав гумусовых веществ, карбонатов,
оксидов Al, Fe и Мп. Доля водорастворимой формы невелика,
однако при сильном загрязнении абсолютное количество
водорастворимых тяжелых металлов становится самостоятельным экологически
опасным фактором.
Фактический материал, накопленный за рубежом и в СССР,
убеждает в том, что содержание тяжелых металлов в почвах
многих индустриальных районов приближается к экологически
допустимому пределу, а в непосредственной близости от
предприятия-загрязнителя превышает его.
64

ГЛАВА4
ТЯЖЕЛЫЕ МЕТАЛЛЫ В РАСТИТЕЛЬНОСТИ,
ПРОИЗРАСТАЮЩЕЙ НА ЗАГРЯЗНЕННЫХ ПОЧВАХ
Увеличение содержания тяжелых металлов в почве ведет к
возрастанию их концентрации в растениях. Об этом свидетельствуют
многочисленные факты, выявленные при изучении растительности
природных геохимических аномалий. То же самое прослеживается
и при антропогенном загрязнении почв. Однако, если особенности
произрастания растительности над выходами полиметаллических
руд в основном рассматриваются с научной точки зрения как
своеобразное природное явление, реакции растений на избыток
тяжелых металлов при техногенном загрязнении вызывают большой
практический интерес, поскольку техногенное загрязнение влияет
на лесные массивы и сельскохозяйственные угодья. Воздействие на
них тяжелых металлов ухудшает рекреационные возможности
местных ландшафтов, снижает продуктивность лесов, ставит под
сомнение качество производимой здесь продукции растениеводства и
животноводства.
Возделывание сельскохозяйственных культур в зоне
техногенного давления представляет интерес для почвоведов и агрохимиков,
растениеводов и животноводов, врачей-гигиенистов. Специалистов
привлекают следующие вопросы: размер и качество
(биохимическое) урожая сельскохозяйственных культур; содержание тяжелых
металлов в растительной продукции; поиск ПДК тяжелых металлов
в почве для растений, призванной обеспечить получение
экономически оправданного и удовлетворяющего санитарно-гигиеническим
нормам урожая; разработка агротехнических приемов по
уменьшению поступления тяжелых металлов из почвы в растения.
Актуальность вопросов качества растительной пищи вполне
объяснима. Обобщение данных, полученных в ФРГ, показало, что
накопление тяжелых металлов в организме человека осуществляется
в основном за счет пищи и меньше — за счет воды и воздуха
[Kowalewski, Vetter, 1982]. Среди пищевых продуктов наиболее
загрязнены продукты растительного происхождения.
Исследованиями, выполненными Г. Феттером с соавторами
[Vetter et al., 1974], установлено, что на территории, сильно
загрязненной выбросами свинцово-цинкового завода, но еще
используемой в сельском хозяйстве, поступление в рацион местных
жителей главных загрязнителей — РЬ и Cd — осуществляется
преимущественно с картофелем, овощами и фруктами (табл. 40). В
разные годы доля их неодинакова. Это обусловлено многими
причинами, в том числе различиями в погоде и деятельности завода,
содержанием в почве подвижной формы тяжелых металлов и т.д.
Наиболее загрязнена растительность территорий, прилегающих
к предприятиям, дорогам, в том числе пригородных огородов и
садовых учасгков, выпасов и сенокосов. В пределах крупных городов
65

Таблица 40
Поступление в организм человека тяжелых металлов с важнейшими продуктами
питания, в % от общего поступления (на удалении 2 км от завода цветной
металлургии) [Vetter et al., 1974]
Продукт
Pb
1972 г.
1973 г.
Cd
1972 г.
1973 г.
Молоко
Говядина
Рыба
Картофель
Овощи
Фрукты
Суммарно животного происхождения
Суммарно растительного происхождения
1 3
4
4
9
22
32
16
84
3
3
1
4
34
16
13
87
8
4
7
38
17
6
25
75
9
4
30
26
13
20
80
Англии, например, выращиваемые на сильно загрязненных
огородных почвах овощи содержат высокое количество тяжелых металлов
(табл. 41).
Получаемая на таких территориях сельскохозяйственная
продукция в основном предназначена для личного стола. Она обычно
господствует или составляет существенную долю в рационе
местных жителей, и ее многолетнее потребление способно привести к
кумуляции тяжелых металлов в организме человека.
В СССР в пригородной зоне сосредоточены плантации овощей и
картофеля, принадлежащие колхозам и совхозам. Их продукция,
загрязненная тяжелыми металлами, также представляет серьезную
угрозу для здоровья человека (животных). Однако в этом случае
все же имеется большая вероятность "разбавления" концентрации
тяжелых металлов в рационе населения за счет рассредоточения
загрязненных продуктов.
Таблица 41
Содержание тяжелых металлов в почве огородов (мг/кг) и в выращенных на ней
овощах, мг/кг сухой массы [Thornton, 1986]
Город
РЬ
Почва
Редис
Салат
латук
Zn
Почва
Редис
Салат
латук
Cd
Почва
Редис
Салат
латук
Лондон
Ньюкастл
Лидс
Контрольная почва
4100
2180
840
1608
690
136
92
23,3
11,9
12,2
7,3
3,3
3,2
23,5
16,4
9,4
8,5
3,8
4,1
1562
2182
506
660
554
190
160
267
333
65
52
47
26
144
309
97
101
87
76
2,8
1,8
1,4
1,8
1,2
0,6
0,5
0,7
0,7
0,4
0,5
0,3
0,6
0,8
0,8
0,6
0,6
0,4
0,7
66

В исследованиях, касающихся растительности геохимических
аномалий (см. гл. II), обращалось внимание на неодинаковую
способность одних и тех же тяжелых металлов проникать из почвы в
надземные органы разных видов растений и на различную
способность растений противостоять избыточному потоку. Особое
значение приобретают сведения о наличии у растений свойств
(реакций), с помощью которых они успешно противостоят
ионам-токсикантам.
Многочисленными опытами, выполненными разными авторами
как на техногенно загрязненных почвах, так и на почвах, в
которые специально вносились тяжелые металлы, установлено, что
культурные растения при избытке тяжелых металлов ведут себя
также по-разному, но все они в состоянии в большей или меньшей
степени от него защищаться. Обычно отмечая этот факт,
исследователи оставляют его без должной оценки. Между тем
обнаруженная способность растений — исключительное благо для человека и
травоядных животных. Не будь ее, проблема загрязнения
окружающей среды тяжелыми металлами встала бы несравненно раньше и
острее.
Важную роль в защите растений от избытка поступающих из
почвы в корни тяжелых металлов выполняет корневая система. На
способность корней накапливать избыточные ионы обращали
внимание многие исследователи. Е.И. Ратнер [1950] был, вероятно,
одним из первых, кто усмотрел в этом проявление защитной
функции. Задерживая избыточные ионы, корни тем самым способствуют
сохранению в надземных органах благоприятных (или невредных)
концентраций химических элементов.
Начавшееся 15—20 лет тому назад изучение распределения
тяжелых металлов по органам растения подтвердило эту точку
зрения. В настоящее время накоплен большой фактический материал,
свидетельствующий о способности корней задерживать
поступающие из почвы тяжелые металлы. Так, опытами М. Джона [John,
1972] с широким набором сельскохозяйственных культур было
показано, что корни аккумулируют ртуть в случае возрастания ее
количества в почве. Это особенно четко проявилось в варианте с
более высокой дозой (табл. 42). Результаты опытов свидетельствуют
о защитной функции корней на фоне ртутного загрязнения.
Сходные данные получены в опытах с другими тяжелыми
металлами и иными сельскохозяйственными культурами. Например,
при сильном обогащении среды обитания кадмием или никелем в
корнях томатов накапливается значительно больше тяжелых
металлов (для Cd — в 20—30 раз), чем в плодах (табл. 43).
Защищенность органов накопления ассимилятов от избыточного
поступления кадмия (одного из наиболее "проникающих" в
растительный организм тяжелых металлов) хорошо прослеживается
(рис. 13). Концентрация Cd в этих органах даже в варианте с
наибольшей дозой тяжелого металла возросла только в 3—5 раз, тогда
как в стеблях (листьях) — в 20—25 раз.
67

Таблица 42
Содержание ртути в различных сельскохозяйственных культурах, мг/кг
[John, 1972]
Культура
Внесено HgC^ в почву, мг/кг
20
Пшеница
Горох
Капуста
цветная
Салат
листовой
Зерно
Пленки
Листья
Солома
Корни
Зерно
Створки
Солома
Корни
Листья
Корни
Листья
Корни
0,009
0,107
0,176
0,011
0,151
0,001
0,005
0,110
0,011
0,079
0,019
0,031
0,112
0,113
0,229
0,193
0,008
0,157
0,002
0,011
0,187
0,167
0,068
0,197
0,017
0,0175
0,020
0,266
0,199
0,026
0,426
0,003
0,042
0,085
0,415
0,061
2,447
0,045
0,387
Сведения о задержке большого количества свинца в корнях
пшеницы и цинка в корнях картофеля были получены в нашей
лаборатории [Ильин, 19856]. По мере увеличения дозы тяжелых
металлов содержание последних возрастает в корнях по сравнению с
Таблица 43
Содержание тяжелых металлов в корнях и спелых плодах томатов, мг/100 г сухой
массы [Foroughi et al„ 1975]
Внесено тяжелого
металла в
питательный раствор, мг/л
Cd
Корни
Плоды
Ni
Корни
Плоды
0
1
1,5
2,5
3
5
7,5
10
15
22,5
0,3-0,5
—
160—180
_
300-320
—
480—510
—
700—780
850—950
0-0,7
—
5-7
—
7-9
—
14-23
—
21-39
18-32
0,5-0,7
30-32
—
110—130
—
100-130
—
130—190
210—250
—
—
8-9
—
23—25
—
46-58
—
42
54-59
т
Примечание. Вносились сульфат кадмия и нитрат никеля. Повторность опыта — 2-кратная.
68

Фон
Внесено в почву, м г/кг
Рис. 13. Накопление кадмия в разных
органах сельскохозяйственных культур
[Kloke, Schenke, 1979].
1 — стебли томата; 2 — солома овса; 3 — ботва
моркови; 4 - корнеплод моркови; 5 — зерно овса;
6 — плоды томата.
другими органами (частями)
более быстрыми темпами
(табл. 44, 45). Важно отметить,
что пшеница, растущая на
разных по буферной способности
субстратах (чернозем обладал
большими возможностями для
перевода тяжелого металла в
малоподвижную форму, чем
дерново-подзолистая почва),
содержала разное количество свинца. В
еще большей степени различие проявилось при загрязнении этих
же почв кадмием [Ильин, Степанова, 1980].
Непропорциональность в размере насыщения тканей
избыточными ионами тяжелых металлов особенно заметна при
сопоставлении корней и органов запасания ассимилятов (семена, плоды и
т.д.). Это имеет биологическое значение. Растительные организмы
способны поддерживать в метаболических пулах необходимые
концентрации химических элементов, обеспечивая тем самым
воспроизводительную функцию и начальные благоприятные условия для
развития следующего поколения. Не менее важно оно для
практических целей. Будучи защищенными от поступления избытка
тяжелых металлов (в пределах определенного диапазона их
концентраций в почве), органы запасания ассимилятов (именно они
являются основной целью возделывания большинства
сельскохозяйственных культур) в наибольшей мере гарантируют сохранение
санитарно-гигиенической чистоты продуктов растениеводства.
В отличие от Дж. Антоновича с соавторами [Antonovics et al.,
1971 ] У. Эрнст [Ernst, 1976] выделяет у растений два пути
приспособления к высокой концентрации тяжелых металлов: 1)
использование защитного механизма, природа которого еще не совсем ясна,
для предотвращения накопления тяжелых металлов; 2)
инактивация поступивших в растение тяжелых металлов, их вывод в менее
поражаемые компартменты, изменение метаболических путей.
Можно предполагать, что в корневой системе растений не
имеется специальных морфологических структур для задержания
избытка тяжелых металлов и в ней не протекают пригодные для этой
цели специфические химические реакции. Способность корневой
системы задерживать избыточные ионы обусловлена совокупным
действием морфологических структур и химических реакций
неспецифической природы, к которым относятся поясок Каспари,
обменная емкость корней, многочисленные органические соединения,
69

Таблица 44
Распределение свинца в пшенице, выращенной на загрязненной им почве, мг/кг
абс. сух. массы
Доза

элемента,
мг/кг
Чернозем выщелоченный
суглинистый
Кущение
корни
листья
Полная
спелость
зерно
Дерново-подзолистая
супесчаная
Кущение
корни
листья
Полная
спелость
зерно
0
50
100
500
1000
2000
4,1
18
31
127
238
440
3,5
3,6
3,6
6,0
9,0
22
1 0,6
0,5
0,5
0,7
0,7
1,9
5,9
47
81
713
1230
3240
3,9 1
3,8
4,8
16
33
76
0,4
0,4
0,5
1,1
2,8
5,0
дающие с тяжелыми металлами малоподвижные соединения, вакуо-
лярные депо. Они соответственно способствуют или механической
задержке тяжелых металлов, или их адсорбции на стенках клеток,
или уменьшению их подвижности, или изоляции.
Имеются данные [Соболев и др., 1982], указывающие на то,
что при избыточном поступлении Cd в растение начинается
усиленное продуцирование аминокислот. Аминокислоты
предназначены, как полагают авторы публикации, непосредственно для
перевода Cd в нетоксичную форму или же для синтеза специального
белка — металлтионина, который прочно связывает Cd.
Впрочем, связывание тяжелого металла органическими
соединениями не всегда означает перевод его в малоподвижное состояние.
Э. Альберт [1971 ] отмечает, что некоторые комплексы тяжелых
металлов с органическими лигандами способны проходить через
мембраны легче, чем ионы этих металлов, и затем внутри клетки
распадаться. С. Джарвис [Jarvis, 1981 ] приводит данные, из кото-
Таблица45
Содержание цинка в различных органах картофеля, мг/кг сухой массы
Доза глемента,
мг/кг песка
0*
1
4
16
32
Бутонизация
Ботва
22,2
48,6
71,5
128,0
214,4
Корни
33,7
94,6
. 110,4
745,9
1580,0
Клубни
3,5
15,7
20,9
34,7
45,6
Созревание
Ботва
19,1
40,7
72,7
169,0
418,2
Корни
59,4
189,7
795,7
2067,5
2159,5
Вносился только Zn в составе питательной смеси.
70

рых следует, что добавление в среду обитания водорастворимых
гумусовых веществ усиливало в 2—3 раза поступление Си из корней
ячменя в надземную часть, причем высокомолекулярное вещество
(молекулярная масса > 5000) увеличивало перемещение в
большей мере, чем низкомолекулярное (молекулярная масса —
200—400). Таким образом, процесс, призванный облегчить
поступление в клетку дефицитных биометаллов, например Zn и Си, при
их избыточном содержании в среде обитания может стать причиной
нежелательного обогащения. Многочисленными опытами
установлено, что при увеличении концентрации тяжелых металлов в среде
обитания наряду с возрастанием насыщенности корней
избыточными ионами повышается количество последних в надземных
органах — в стеблях и листьях. Это указывает на неспособность
защитных механизмов корней полностью перекрыть попадание
избыточных тяжелых металлов в ксилему. Следует заметить, что до
определенного, но неодинакового для разных видов и, возможно
сортов, уровня, накопление тяжелых металлов в вегетативной массе
не вызывает существенных негативных последствий. Значительная
часть тяжелых металлов, по-видимому, находится вдали от
метаболических центров, в частности в апопласте. Здесь она может
присутствовать в обменно поглощенном клеточными стенками
состоянии, входить в состав малоподвижных соединений. Некоторое
избыточное количество тяжелых металлов преодолевает плазмалем-
му, но клетка в состоянии изолировать его в вакуоли.
При сильном загрязнении среды обитания поток тяжелых
металлов становится столь большим, что наблюдается повышенное
содержание их не только в вегетативных органах, но и в органах
запасания ассимилятов. Растения выглядят угнетенными (внешние
признаки — появление хлорозов и некрозов), снижается их
продуктивность. Это указывает на нарушения нормальной
деятельности метаболических центров и течения метаболических процессов.
При очень сильном загрязнении среды обитания растения
прекращают развитие, гибнут.
По поводу неодинакового насыщения различных органов
растения избыточными тяжелыми металлами высказана и иная точка
зрения [Austenfeld, 1979]. Ф. Аустенфельд считает, что содержание
тяжелых металлов в плодах минимальное потому, что
репродуктивная фаза наступает относительно поздно и плоды
соответственно меньше (по времени), чем вегетативные органы, подвергаются
воздействию избыточной концентрации. По-видимому, так оно и
есть на самом деле, когда избыточный фонд доступной для
растений формы тяжелых металлов в почве невелик и бывает исчерпан
в вегетативную фазу. Но и в этом случае ослабленное поступление
тяжелых металлов в репродуктивные органы скорее всего
указывает на их прочное закрепление или надежную изоляцию в
вегетативной части растений. Иными словами, минимальное поступление
тяжелых металлов в плоды в описанной ситуации есть также
следствие работы защитного механизма.
71

Несмотря на незавершенность этого теоретического спора, уже
осознана возможность практического использования выявленной
закономерности. В случае необходимости на загрязненных почвах
безопаснее выращивать культуры, у которых в пищу человеку или
на корм скоту используются органы запасания ассимилятов. И
напротив, возделывание в этих условиях зеленных овощей, кормовых
трав, кукурузы на силос, ржи или овса на зеленый корм может
оказаться опасным с санитарно- или ветеринарно-гигиенической
нормы.
Как уже отмечалось, растения загрязняются также с
поверхности в результате оседания из воздуха на листья и стебли
металлсодержащих частиц. Иногда поверхностное загрязнение может быть
значительным. Определенную роль в закреплении металлов при
этом играют гутационные выделения [Елпатьевский и др., 1985].
Доля внешнего загрязнения уменьшается при удалении от
источника загрязнения. Например, оседание на луговой траве атмосферных
выбросов свинцово-цинкового завода, содержавших Zn, Pb и Cd,
практически заканчивалось на расстоянии 3 км [Vetter
etal., 1974].
Внешнее загрязнение менее опасно для растений, чем то,
которое осуществляется через корни. Следует также иметь в виду, что
не всегда отрицательное воздействие осевшей на растениях
техногенной пыли обусловлено содержащимися в ней тяжелыми
металлами. Оно может быть связано с сокращением притока солнечной
энергии к фотосинтезирующим клеткам, закупоркой устьиц,
химическими процессами, вызываемыми кислотными и щелочными
компонентами пыли.
В питании человека поверхностное загрязнение растений
тяжелыми металлами не играет существенной роли, поскольку
поедаемая их часть (плоды, ягоды, корне- и клубнеплоды и т.д.)
загрязняется в меньшей степени и, кроме того, перед употреблением она
очищается и моется. При этом основная часть тяжелых металлов
удаляется. При мытье салата, например, можно удалить 70—90 %
свинца, осевшего на поверхности растений (табл. 46). Меньше
свинца (24—38 % от начального) удалено Ю. Чужидло [Curzydlo,
1985а] при мытье яблок, выросших в садах, примыкающих к
оживленной автостраде Краков — Познань в Польше. Означает ли это
невозможность полного удаления пыли или же свидетельствует о
том, что кожура у плодов является накопителем тяжелых
металлов, в том числе за счет некорневого их поглощения, сказать пока
затруднительно. Этим же автором изучен эффект удаления водой
тяжелых металлов с листьев салата, выращиваемого под Краковом
в зоне загрязнения атмосферными выбросами металлургического
комбината. Оказалось, что мытые листья содержали на 11 %
меньше Си, на 26 % — Zn, на 40 % — РЬ и на 50 % — Cd.
Иначе обстоит дело с животными, которые поедают
загрязненный поверхностно подножный корм или заготовленное из него сено.
В этом случае тяжелые металлы осевшей пыли следует
рассматривать как составную часть потока, поступающего в пищевую цель.
72

Таблица 46
Результаты удаления свинца с поверхности салата водой, мг/кг сырой массы
[Катре, 1979]
Продукция
Салаг полевой
Салаг кочанный
Контроль (немытая)
Мытая 1 раз
Мытая 3 раза
Примечание. В скобка!
49,0
4,7 (90)
3,3 (93)
1,25
0,36 (71)
t — % удаленного РЬ.
1,74
0,17 (90)
0,68
0,18 (74)
Загрязнение растений уменьшается во время дождей. По
данным западногерманских ученых Г. Ковалевски и Г. Феттера
[Kowalewski, Vetter, 1982], луговая трава, произрастающая в 1 км
от металлургического предприятия, при дождевании нормой 10 и
100 м3/га теряла соответственно от 11 до 30 % РЬ. По-видимому,
основное количество металла смывалось с ее поверхности.
В течение вегетационного периода содержание избыточных
тяжелых металлов в растительной массе может существенно
изменяться. Изменения вызываются разными причинами (неодинаковой
во времени насыщенностью техногенной пыли тяжелыми
металлами, случайным выпадением осадков, переменой в направдении
ветра и т.д.). Одна же из них связана с неспособностью потока,
поступающего из почвы в растения, равномерно в течение всей
вегетации насыщать тяжелыми металлами прирост биомассы. В
результате несовпадения темпа прироста биомассы, который в середине
лета достигает максимума, с темпом поступления тяжелых металлов
в растения, который более или менее равномерен, возникает так
называемый "эффект разбавления". Иллюстрацией к сказанному
могут служить данные Г. Феттера [Vetter, 1982], характеризующие
пастбищные травы, произраставшие в 2—2,5 км от источника
загрязнения. Наименьшее содержание РЬ и Cd найдено в летние
месяцы, тогда как ранней весной и поздней осенью их количество
значительно повышалось (рис. 14). Согласно этим данным,
наибольшую опасность для животных представляет весенняя
отрастающая трава.
Накопление тяжелых металлов растениями, произрастающими
на загрязненных почвах, в значительной степени зависит от уровня
загрязнения последних. Однако сильная прямая корреляция между
этими показателями обнаруживается не всегда, поскольку поток
тяжелых металлов из почвы в растения определяется не только
валовым содержанием, но и концентрацией в почве их подвижной
формы. Последнее тесно связано с химическим составом
техногенных выбросов, защитными (буферными) возможностями почвы.
Большую озабоченность вызывает загрязнение растительности в
зоне действия металлургических предприятий, особенно тех из
них, которые связаны с цветными металлами. К сожалению, вы-
73

Рис. 14. Сезонное содержание
тяжелых металлов в пастбищной траве
[Vetter, 1982].
членить долю воздействия на
окружающую растительность,
почвенную биоту и т.д. именно
тяжелых металлов здесь
практически невозможно, так как в
выбросах предприятий
содержатся другие токсические
вещества (газообразные
сернистый ангидрид, окислы азота).
В какой-то мере выйти из
положения позволяют опыты с растениями, выращенными на
загрязненной почве, но вне действия газовых выбросов. Однако они
проводятся крайне редко. Большей частью негативные воздействия
металлургических предприятий оцениваются суммарно по влиянию
всех токсических ингредиентов.
Особенно уязвимыми для воздействия тяжелыми металлами
становятся растения в зоне наибольшего техногенного давления. В
работе А.В. Дончевой [1978] показано, что в радиусе нескольких
километров от источника загрязнения в естественных фитоценозах
происходят значительные изменения: отмирают деревья и
кустарники, изреживается травянистый покров, выпадает мохово-лишай-
никовый ярус. На степень поражения большое влияние оказывают
почвенно-климатические условия. В тундре, например, фитоценозы
относятся к наиболее ранимым. На месте погибших фитоценозов
возникают двух-трехвидовые сообщества, толерантные к новым
экологическим условиям. Отнести все перечисленные изменения в.
растительном покрове на счет тяжелых металлов, как уже
отмечалось, было бы неправильно. Значительное, нередко решающее
негативное воздействие на растения могут оказывать другие
компоненты техногенных выбросов, особенно кислотной и щелочной
природы, а также пыль.
В естественных растительных сообществах наименее
толерантными к избытку тяжелых металлов оказались лишайники
[Anderson, Treshow, 1984]. Авторы объясняют это особенностями
морфологического строения лишайников (возможностью
задерживать большое количество пылеватых частиц) и низким уровнем
метаболизма.
Среди высших растений представители однодольных показывают
большую толерантность к тяжелым металлам и меньшее их
накопление по сравнению с двудольными [Kiekens, Camerlynck, 1982].
В литературе накоплен большой фактический материал,
посвященный вопросам антропогенного загрязнения
сельскохозяйственных культур. Наиболее тщательно изучены растения,
возделываемые по соседству с металлургическими предприятиями,
автомагистралями, рудниками. Данные разных авторов неоднозначны, порой
74

противоречивы. И это естественно, поскольку вокруг каждого
источника загрязнения складываются конкретные геохимические
условия, свои взаимодействия в системе почва — растения. Вместе с
тем накопленный материал уже позволяет сделать некоторые
предварительные выводы, имеющие практическое значение, и
высказать предположения, способствующие более целенаправленной
организации дальнейших исследований.
Поскольку для растений наиболее опасно соседство
металлургических предприятий, автомагистралей, рудников, рассмотрим
особенности загрязнения сельскохозяйственных культур каждым из
перечисленных источников.
Наибольшее число публикаций относится к металлургическим
предприятиям.
Выбросы предприятий цветной и черной металлургии
переносятся на большие расстояния: отмечаются накопления тяжелых
металлов в почве в 20—40 км от источника. В растениях (обычно
луговых травах) повышенное количество тяжелых металлов найдено на
расстоянии до 10 км от источника загрязнения [Kabata-Pendias,
Tarlowski, 1981], иногда далее [Boehncke, 1977]. В последнем
случае даже на расстоянии 12,6 км от индустриального комплекса
содержание Cd в траве Lolium perenne следует считать весьма
высоким:
Удаление, км Содержание Cd,
мг/кг воэд.-сух.
массы
0,3 50
1,1 15,2
4,5 9,0
9,4 6,7
12,6 3,0
У большинства же сельскохозяйственных культур (поедаемая
часть которых — органы запасания ассимилятов) повышенное и
тем более опасное для здоровья человека содержание тяжелых
металлов наблюдается на более близком от предприятий
расстоянии — от 1 до 5 км. Это зависит от ряда обстоятельств, в том
числе от специфики производства. Нашими исследователями показано
[Ильин и др., 1985], что атмосферные выбросы предприятия
цветной металлургии представляют значительно большую опасность
для качества растительной продукции, чем предприятия черной
металлургии. На одинаковом удалении от предприятий одни и те же
огородные культуры оказались более загрязненными Zn, Pb и Cd в
зоне действия цинкоплавильного завода (табл. 47). Особенно это
относится к Cd, количество которого в овощах превышает
допустимую, по Дэвису и Уайту [Davis, White, 1981], норму и делает их
непригодными к употреблению. В то же время съедобная часть
огородных культур в зоне воздействия выбросов металлургического
комбината остается доброкачественной.
75

Таблица 47
Содержание тяжелых металлов в почве и огородных культурах, мг/кг сухой массы
Объект
исследования
Почва
Картофель (клубни)
Томаты (плоды)
Морковь (корнеплоды)
Лук (листья)
Фоновый участок
Zn
47.0
7,0
11,0
20,7
16,5
49,4
Pb
1М
1,5
0,8
0,8
1,1
1,8
Cd
L2
0,05
0,11
0,12
0,16
0,18
В 1 км от
комбината черной
металлургии
Zn
255,0
29,0
20,4
28,2
27,0
45,9
Pb
39.0
7,8
0,6
1,9
1,3
4,4
Cd
2,9
0,6
0,27
0,28
0,32
0,80
В 1 км от пред-
приятия цветной
металлургии
Zn
2200
800
28,1
29,4
46,9
220
Pb
140,0
82,0
1,3
1,7
1,6
10,7
Cd
27.0
8,4
0,53
7,2
3,3
2,12
Примечание. Над чертой — валовое содержание; под чертой — в вытяжке 0,2 М Ыа-ЭДТА
В одной из основных сельскохозяйственных культур —
картофеле, выращенном на расстоянии 2,5—3 км от металлургических
предприятий Сибири различного профиля, количество наиболее
опасных тяжелых металлов было примерно одинаковым и не
превышало гигиенических норм. Об этом свидетельствуют данные,
полученные в нашей лаборатории в 1982 г. (табл. 48).
Е. Андрущаком с соавторами [Andrusczak et al., 1986] показало,
что при выращивании различных культур в зоне загрязнения
почвы выбросами медеплавильного завода (900—1300 м от
предприятия) происходит аккумуляция тяжелых металлов в листьях и
стеблях. Съедобная часть растений накапливает их в значительно
меньшем количестве (табл. 49). Сопоставляя его с имеющимися в
литературе ПДК этих элементов в растительной продукции, можно
говорить о достижении опасного для здоровья животных уровня
загрязнения луговых трав и повышенного содержания отдельных
тяжелых металлов в некоторых культурах. По данным А. Каба-
ты-Пендиас и П. Тарловски [Kabata-Pendias, Tarlowski, 1981],
загрязнение пастбищных и сенокосных трав выбросами
медеплавильного завода наиболее опасно в зоне 0—3 км. Выбросы этого же
предприятия вызывают достоверное увеличение содержания Pb
Содержание тяжелых металлов в мытых клубнях картофеля
зоне загрязнения металлургическими предприятиями, мг
Предприятие
Оловокомбинат
Цинкоплавильный завод
Металлургический комбинат
Расстояние от
завода, км
2,5
3,0
3,0
Cd
0,16
0,34
0,10
Таблица 48
, возделываемого в
/кг сухой массы
Zn
15,8
18,2
14,1
Pb
0,75
1,10
0,90
76

Таблица 49
Содержание тяжелых металлов в культурах, загрязняемых медеплавильным
заводом, мг/кг сухой массы [Andrusczak et al., 1986]

Расстояние от
Культура
Часть
растения
Си
РЬ
Cd
N1
1000
1100
900
1250
1300
1150
1000
Рожь
Картофель
Морковь
Красный клевер
(первый укос)
Разнотравье
(первый укос)
Груша
Яблоня
Солома
Зерно
Стебли
Клубни
Листья
Корнеплод
Листья
Плод
Листья
Плод
1 24
7
295
10
178
22
75
200
295
21
293
13
1 65
60
140
23
72
42
79
68
115
12
62
9
3,6
0,7
48,0
0,9
14,7
5,2
13,4
48,5
85,5
4,5
107,5
3,1
0,12
0,07
0,29
0,01
0,33
0,12
0,30
0,17
0,35
0,04
0,23
0,01
0,37
0,48
0,49
0,54
0,36
1,38
0,60
0,40
0,22
1,57
0,31
0,61 J
0,54
0,32
3,10
0,22
1,85
0,18
Не опр.
4,50
0,25
4,12
2,75
и Си в зерне злаков и клубнях картофеля, возделываемых под
факелом на расстоянии до 5 км [Kabata-Pendias, Bolybrzuch, 1981 ].
О переносе тяжелых металлов на значительное расстояние и о
заметном загрязнении возделываемых культур свидетельствуют
исследования А.В. Сердюковой [1981]: листья кукурузы в 9,2 км от
завода содержали РЬ примерно в 4 раза больше по сравнению с
фоном.
Похожая картина очень сильного загрязнения территории,
прилегающей к свинцово-цинковому предприятию, показана в работе
Г. Феттера с соавторами [Vetter et al., 1974]. Загрязнение луговой
травы свинцом и цинком зафиксировано на расстоянии 12 км от
завода. Вблизи завода (0—1,5 км) накопление тяжелых металлов
столь велико, что возделывание сельскохозяйственных культур
опасно для здоровья человека и животных. Включение в рацион
питания продуктов растительного и животного происхождения,
полученных в зоне до 2,5 км от завода, приводит к превышению
рекомендованных ВОЗ норм потребления РЬ и Cd.
Г. Феттер [Vetter, 1982], исследуя степень загрязнения
окружающей среды по мере удаления от металлургического завода, нашел,
что основное загрязнение воздуха и почвы осуществляется в
радиусе 2—3 км. Однако у растительности выход на ПДК происходит
при большей удаленности от предприятия — на расстоянии
примерно 3—5 км. Благоприятное исключение составили овощи
"плодовые", поедаемая часть которых хорошо защищена от
поступления избыточных тяжелых металлов: уже на расстоянии около
77

Таблица 50
Загрязнение объектов окружающей среды выбросами
металлургического предприятия [Vetter, 1982]
Объект
Воздух
Почва (0—10 см)
Трава пастбищная
Овощи "листовые"
Овощи "плодовые"
пдк
Cd
РЬ
7,5 | 300
мкг/м2,сут
3 | 100
мг/кг
1 | 30
мг/кг сухой
массы
0,1 | 1,2
мг/кг сырой
массы
0,05 | 0,2
мг/кг сырой
массы
Расстояние от
предприятия,
ще загрязнение выходит
на уровень ПДК, км
Cd
~*
-2
-3,5
-2,7
~1
РЬ
з
2,5
~5
~4
0,4
0,5—1 км содержание Cd и РЬ в них становится равным ПДК
(табл. 50),
Определенную опасность для окружающей среды представляют
атмосферные выбросы тепловых электростанций, особенно
работающих на высокозольных углях. Тяжелые металлы в дымовых
выбросах тепловых электростанций находятся преимущественно в
тонкодисперсной части летучей золы [Дончева и др., 1982].
Основное их количество выпадает на расстоянии 2,5—4 км от источника
загрязнения. С летучей золой от одной из изученных ГРЭС,
сжигающей бурый уголь, выпадает на поверхность почвы в течение года
Zn 8,68, РЬ — 2,7, Си — 1,16, Сг — 2,11, Ni — 1,55 т, что, по
мнению авторов, невелико и не может оказать сильного
отрицательного влияния на ландшафты прилегающих территорий. В
большей степени, но на меньшей площади, окружающую среду
загрязняют золоотвалы при ТЭЦ. По данным Н.Д. Давыдовой и
Ю.Г. Покатилова [1981 ], в дымовых выбросах Назаровской ГРЭС,
сжигающей бурый уголь КАТЭКа, содержится небольшое
количество тяжелых металлов.
Загрязнение ртутью окрестных почв и произрастающих на них
сельскохозяйственных культур тепловыми станциями, сжигающими
бурый уголь, отмечено в Польше [Dabrowski, et al., 1978]
(рис. 15). На удалении 2—3 км от ТЭЦ количество тяжелого
металла в соломе достигало 800 У /кг, на удалении 7 км было
выявлено место, в котором солома содержала ртути до 400 7/кг. В зерне
ржи ртути накапливалось меньше — 40—145 т/кг, но все же оно
было заметно выше, чем на контроле (217/кг). Однако эта ситуа-
78

Рис. 15. Содержание ртути в соломе ржи,
выращиваемой в зоне воздействия одной из
ТЭЦ в Польше [Dabrowski et al., 1978].
1975г.
ция не повторилась при новом
обследовании в 1977 г. Несмотря на
повышенное количество ртути в
почве (в пределах 4 км от ТЭЦ в ней
было найдено от 200 до 600 т/кг
при фоновом содержании 73 у/кг
почвы), в зерне ржи количество
тяжелого металла было на уровне
фона.
На накопление ртути в
растениях оказывает влияние ряд
факторов, в том числе погодные условия. Обнаруженные польскими
исследователями существенные различия в санитарно-гигиеническом
состоянии одной и той же территории указывают на определенные
сложности для объективной оценки влияния техногенного пресса,
на недостаточность разового наблюдения.
Сильными загрязнителями окружающей среды являются, как
уже отмечалось, предприятия по добыче полиметаллических руд.
Опасному загрязнению подвергаются индивидуальные огороды и
сады прирудниковых населенных пунктов, соседствующие с
карьерами, обогатительными фабриками, хвостохранилищами.
Определение содержания тяжелых металлов в огородных
культурах в результате деятельности одного из рудников Кузбасса
показало, что загрязненность растительной продукции не столь
велика, как можно было бы предполагать, исходя из загрязненности
почвы. Мы рассматриваем это как следствие работы защитных
механизмов неспецифической природы, благодаря которым
значительная часть избыточных ионов остается за пределами органов
запасания ассимилятов.
Имеющиеся данные (табл. 51, 52) свидетельствуют о том, что
содержание тяжелых металлов в огородных культурах колеблется в
широких пределах. Наибольшее накопление наблюдается в зоне
самого высокого загрязнения почв.
Заметно различие огородных культур по насыщенности
тяжелыми металлами: менее других их содержат капуста и помидоры,
более — свекла и картофель.
Для гигиенической оценки выращенной возле рудника
огородной продукции можно воспользоваться сведениями о допустимом
остаточном количестве (ДОК) тяжелых металлов, приведенными в
работе С.Я. Найштейн с соавторами [1987]. Если при этом
ориентироваться на усредненные показатели, то следует признать
качество растительной продукции нормальным: во всех культурах
содержание тяжелых металлов не превышает ДОК. Исключение
составляет свекла, среднее содержание Cd в которой превышает
гигиеническую норму.
79

Таблица 51
Содержание приоритетных тяжелых металлов в огородных культурах,
выращенных в зоне влияния одного из рудников Кузбасса (1987 г.), мг/кг сырой
массы
Культура


борка
Zn

среднее
пределы
колебаний
РЬ

среднее
пределы
колебаний
- Cd

среднее
пределы
колебаний
Картофель
Капуста
Помидоры
Свекла
Морковь
Лук
21
21
20
21
21
19
3,40
1,96
1,63
7,09
2,57
3,93
2,25-4,43
0,78-2,99
1,14-3,30
1,26-15,90
0,68-4,90
1,83-10,63
0,11
0,10
0,09
0,14
0,11
0,08
0,09-0,18
0,05-0,17
0,04-0,20
0,04-0,45
0,01-0,26
0,02-0,12
0,025
0,012
0,012
0,040
0,019
0,019
0,017-0,037
0,005-0,026
0,001-0,027
0,020-0,078
0,006-0,038
0,006-0,043
Примечание. Допустимое остаточное количество тяжелых металлов, согласно CJI. Найштейн с
соавторами [1987]: Zn - 10, РЬ - ОД Cd - 0,03 мг/кг сырой массы.
Однако усредненные данные не могут быть использованы для
оценки качества картофеля и овощей, выращенных на
индивидуальных участках для личного потребления. Необходимо оценивать
огородные культуры в каждой конкретной точке исследования. В
этом случае гигиеническая обстановка в прирудничном населенном
пункте выглядит менее благополучной (табл. 53). На большей
части огородов опасно загрязнена Cd свекла. В 15 % исследованных
проб моркови отмечено превышающее ПДК содержание Cd и Сг.
Нельзя назвать благополучным положение с качеством основной
продовольственной культуры — картофеля, поскольку в 15 % проб
концентрация Cd и Сг превысила гигиеническую норму.
Таблица 52
Содержание сопутствующих тяжелых металлов в огородных культурах,
выращенных в зоне влияния одного из рудников Кузбасса (1987 г.), мг/кг сырой
массы
Культура


борка
Си

среднее
пределы
колебаний
Ni

среднее
пределы
колебаний
Сг

среднее
пределы
колебаний
Картофель
Капуста
Помидоры
Свекла
Морковь
Лук
21
21
20
21
21
19
0,68
0,19
0,45
1,09
0,36
0,28
0,38-1,44
0,08-0,32
0,19-0,81
0,36-1,74
0,13-0,74
0,15-0,50
0,09
0,08
0,06
0,11
0,08
0,07
0,04-0,17
0,05-0,12
0,02-0,10
0,04-0,26
0,02-0,21
0,02-0,16
0,10
0,04
0,07
0,07
0,11
0,07
0,018-0,62
0,01-0,14
0,004-0,20
0,01-0,29
0,02-0,71
0,02-0,21
Примечание Допустимое остаточное количество тяжелых металлов по СЛ. Найштейн с
соавторами [1987]: Си - 10, Ni - 0,5, Сг - 0,2 мг/кг сырой массы.
80

Таблица 53
Загрязненность огородных культур тяжелыми
металлами в зоне влияния одного из рудников
Кузбасса, % от общего количества проб
Культура
Zn, > ПДК
Cd, >ПДК
Сг, > ПДК
Картофель
Капуста
Помидоры
Свекла
Морковь
Лук
0
0
0
20
0
5
15
0
0
62
15
10
15
0
5
5
15
5
Примечание. Содержание Pb, Cu, Ni во всех
пробах ниже ПДК.
Особого разговора заслуживает кадмий. Это относительно
малоизученный металл. Он содержится в природных средах в
чрезвычайно малых количествах: в незагрязненных почвах его в
700—1000 раз меньше, чем цинка. При определении Cd требуется
очень чувствительная аппаратура, которая имеется далеко не в
каждой лаборатории.
Вместе с тем Cd — более подвижный, чем остальные
приоритетные тяжелые металлы, элемент. Многими исследователями
отмечена его способность сравнительно легко поступать в надземную
часть растений и проникать в органы запасания ассимилятов.
Именно это обстоятельство делает изучение этого металла особенно
актуальным, а оценку гигиенического качества растительной
продукции в отсутствие сведений о кадмии неполной и во многих
случаях несостоятельной.
К сказанному следует добавить медицинский аспект особого
внимания к Cd: металл относится к группе медленно выводимых из
организма человека элементов, отчего вероятность "кумулятивного
эффекта" становится высокой.
Данные медиков-гигиенистов свидетельствуют о том, что в при-
рудничном поселке при избытке тяжелых металлов в окружающей
среде страдает здоровье местного населения. Суммарная
заболеваемость детей здесь в 2, 3 раза выше, чем в контрольной группе.
Особенно возросла частота болезней органов дыхания и болезней
крови, а также получены неблагоприятные данные
психофизиологических исследований.
Как было показано выше, в результате деятельности
цинкоплавильного завода в одном из городов Кузбасса огородные почвы
оказались сильно загрязненными Zn, Pb и Cd. В радиусе до 1,5 км от
завода валовое количество в почвах Zn превышало ПДК [Kloke,
1980] в 4—10 раз, Pb -*■* в 2—4 раза, Cd — в 4 раза и более. На
расстоянии 8—10 км от завода содержание Zn в огородных почвах
города оставалось избыточным: превышало ПДК в 2—3 раза, кон-
81

Таблица 54
Содержание приоритетных тяжелых металлов в огородных культурах,
выращенных в зоне влияния цинкоплавильного завода (1987 г,)» мг/кг сырой
массы
Культура


борка
Zn

среднее
пределы
колебаний
РЬ

среднее
пределы
колебаний
Cd

среднее
пределы
колебаний
Картофель
Капуста
Помидоры
Свекла
Морковь
Лук
Содержание сопутствующих тяжелых металлов в огородных культурах,
выращенных в зоне влияния цинкоплавильного завода (1987 г.), мг/кг сырой
массы
1 36
25
34
34
34
30
4,7
1,5
1.9
9,5
3,2
6,4
2,5-12,2
0,6-9,7
0,9-3,9
1,6-30,1
1,0-8,5
1,8-14,1
0,13
0,12
0,12
0,15
0,12
0,12
0,08-0,24
0,03-0,28
0,03-0,78
0,10-0,31
0,05-0,21
0,04-0,24
0,06
0,01
0,03
0,06
0,05
0,05
0,02-0,26
0,006-0,04
0,01-0,08
0,01-0,25
0,01-0,17
0,01-0,13
Таблица 55
Культура
Картофель
Капуста
Помидоры
Свекла
Морковь
Лук


борка
36
25
34
34
34
30

среднее
0,80
0,22
0,47
1,00
0,35
0,31
Си
пределы
колебаний
0,29-3,03
0,01-0,87
0,15-1,00
0,30-2,30
0,12-0,92
0,17-0,89

среднее
0,10
0,10
0,07
0,12
0,08
0,09
Ni
пределы
колебаний
0,01-0,44
0,06-0,16
0,01-0,18
0,03-0,35
0,01-0,14
0,01-0,17

среднее
0,04
0,03
0,05
0,06
0,05
0,04
Сг
пределы
колебаний
0,01-0,09
0,01-0,18
0,02-0,11
0,01-0,17
0,01-0,14
0,01-0,08
центрация же РЬ и Cd была ниже ПДК, но заметно выше
регионального фона.
О качестве выращенных на таких почвах огородных культур
можно судить по таким данным (табл. 54—56). Содержание
тяжелых металлов в поедаемой части растений сильно колеблется.
Минимальное их количество свойственно культурам, выращенным
вдали от предприятия, максимальное — в непосредственной
близости от него. Максимальные концентрации Zn и Cd почти во всех
культурах превышают ДОК, РЬ — только в свекле. Что же
касается остальных тяжелых металлов — Си, Ni и Сг, — то их в
огородных культурах на всей изученной территории не больше
гигиенической нормы.
Среди культур наибольшее содержание тяжелых металлов
отмечается в свекле, моркови, луке, наименьшее — в капусте. Капуста
оказалась единственной культурой, способной успешно
противостоять потоку избыточных ионов из почвы и сохранять гигиенически
82

Таблица 56
Загрязненность огородных культур тяжелыми
металлами в зоне влияния цинкоплавильного
завода, % от общего количества проб
Культура
Картофель
Капуста
Помидоры
Свекла
Морковь
Лук
Zn, >ПДК
1
0
0
29
0
13
Примечание. Содержание Pb, Cu, Ni, Cr
ниже ПДК.
Cd
во
, >пдк
22
4
29
68
55
67
всех пробах
приемлемую чистоту кочанов практически на всей изученной
территории.
Несмотря на очень сильное загрязнение огородных почв
цинком, выращиваемые на них картофель и капуста содержат металл в
количестве, не превышающем ДОК.
Главным загрязнителем растительной пищи в городе с
цинкоплавильным заводом выступает кадмий (табл. 54). Содержание
этого металла, превышающее гигиеническое ДОК, найдено в
большей части проб свеклы, лука, моркови, почти в трети проб
помидоров, в пятой части проб картофеля. Все это заставляет признать
продукцию огородов, прежде всего выращенную в радиусе 1,5—2
км от цинкоплавильного завода, неблагополучной с точки зрения
гигиены. Главную опасность представляет загрязненный
картофель — основной растительный продукт питания местного
населения. Не исключено, что описанная ситуация еще более тревожна
из-за возможного аддитивного отрицательного влияния на здоровье
человека присутствующих в растительной продукции тяжелых
металлов, оценить которое мы пока не умеем.
В одном из городов Кузбасса, где тяжелые металлы поступают в
атмосферу от четырех крупных металлургических предприятий, а
также автотранспорта, ТЭЦ и иных производств, связать
загрязнение огородных культур с конкретными источниками оказалось не
всегда возможным. Огородные почвы здесь загрязнены более
равномерно, чем, например, в городе с цинкоплавильным заводом. Это
особенно касается Zn, Cd, Pb: самое высокое количество Zn в
огородных почвах превышает ПДК только в 2 раза, Cd и Pb —
приближается к ПДК (табл. 57). Таким образом, имелось основание
предполагать, что картофель и овощи, выращенные на таких
почвах, окажутся в основном пригодными к потреблению.
Относительно Zn и Pb предположение оправдалось. Содержание Pb во
всех культурах было значительно ниже ПДК, количество Zn
оказалось выше ПДК лишь в свекле. Неблагополучнее обстоит дело с
83

Содержание тяжелых металлов в огородных культурах,
влияния металлургических предприятий (1988 г.), мг/кг
Культура
Картофель
Капуста
Помидоры
Свекла
Морковь
Лук
Мп
0,70-2,24
0,70-10,50
0,57-5,72
1,56-26,43
0,26-9,42
0,94-2,82
Zn
1,96-6,08
0,83-6,35
0,67-2,28
1,22-19,50
0,99-5,38
2,08-8,71
Си
0,06-1,57
0,09-0,65
0,10-0,68
0,52-2,46
0,14-0,57
0,21-0,73
Ni
0,05-0,23
0,02-0,25
0,02-0,10
0,05-0,29
0,02-0,21
0,03-0,28
РЬ
0,08-0,32
0,06-0,29
0,05-0,17
,0,08-0,24
0,03-0,18
0,04-0,19
Примечание. Выборка колебалась в зависимости от культуры от 43 до 52.
Cd. Гигиенически опасное количество этого металла выявлено не
только в свекле, но и в моркови и картофеле. Доля клубней
картофеля, загрязненных выше ПДК, достигает 15 % (табл. 58).
За многие годы деятельности предприятий горно-добывающей и
металлургической промышленности Англии и Уэльса почвенный
покров оказался сильно загрязненным мышьяком. По данным
А. Торнтона [Thornton, 1986], в огородных почвах Корнуэлла
содержание As достигало 144—892 мг/кг. В сельскохозяйственных
культурах, выращенных на этих почвах, обнаружено следующее
количество элемента-токсиканта (мг/кг сухой массы): в
салате-латуке — 0,15—3,88; луке репчатом — 0,10—0,49; свекле —
0,02—0,93; моркови — 0,10—0,93; горохе — 0,01—0,11;
фасоли — 0,02—0,09.
К источникам загрязнения растительности относится
автомобильный транспорт. Территория, загрязненная им, примыкает к
автомагистралям и представляет собой полосы шириной 50—200 м.
Опасность такого рода загрязнения для сельскохозяйственных
культур возрастает в зависимости от потока автотранспорта, особенно в
Таблица 58
Загрязненность огородных культур тяжелыми
металлами в зоне влияния металлургических
предприятий, % от общего количества проб
Культура
Za, >ПДК
Cd, > ПДК
Сг, > ПДК
Картофель
Капуста
Помидоры
Свекла
Морковь
Лук
0
0
0
12
0
0
15
0
0
20
8
0
0
0
2
0
0
0
Примечание. Содержание Pb, Cu, Ni во всех пробах
ниже ПДК.
84

Таблица 57
выращенных в зоне
сырой массы
Сг
0,02-0,14
0,01-0,15
0,01-0,23
0,01-0,09
0,02-0,10
0,01-0,11
Со
0,04-0,13
0,02-0,17
0,02-0,09
0,04-0,15
0,03-0,12
0,02-0,09
Cd
0,005-0,169
Сл.-0,006
0,003-0,024
0,009-0,073
0,004-0,044
0,002-0,019
густонаселенных областях,
страдающих от нехватки пахотных
угодий, поскольку используются
земли, максимально
приближенные к дорогам.
О загрязнении различных
сельскохозяйственных культур
автомобильным транспортом
накоплен большой фактический
материал американскими
исследователями. Так, например,
А. Пейджом с соавторами [Page
et al., 1971 ] установлено, что на
оживленных магистралях штата
Калифорния (до 70000 моторов в сутки) в придорожной полосе
интенсивно накапливается свинец. Им сильно загрязняется
поверхность выращиваемых вдоль автострад культур: кукурузы,
пшеницы, сахарной свеклы, томатов и т.д. Особенно много свинца
накапливается на поверхности растений. При обмывании их водой
некоторая часть свинца (иногда 50 % и более) удаляется (табл. 59).
Наибольшее количество тяжелого металла обнаружено в листьях,
наименьшее — в зерне. Обмывание листьев существенно
уменьшает загрязнение, однако оставшееся количество свинца все же не
следует считать опасным. Авторы подчеркивают, что особенно
много РЬ накапливается в (на) растениях в придорожной зоне на
расстоянии до 50 м. За пределами же 150 м влияние автострады
становится незначительным.
Е.М. Никифоровой [1975] установлено, что в органах запасания
ассимилятов сельскохозяйственных культур (зерно пшеницы и
ячменя, клубни картофеля, корневища моркови) в придорожной зоне
автомагистрали Москва — Ленинград содержалось свинца от 0,8 до
4,6 мг/кг сухой массы. Количество элемента было примерно в
5—10 раз больше, чем в тех же культурах на незагрязненной
территории. Е.М. Никифорова считает, что при таком уровне
загрязнения возделывать сельскохозяйственные культуры следует не
ближе 100 м от дороги.
Таблица 59
Содержание свинца в сельскохозяйственных культурах, возделываемых возле
автострады, мг/кг сухой массы (70°С) [Page et al., 1971]
Расстояние
от
автострады, м
Плоды томатов

немытые
мытые
Кукуруза
листья

немытые
мытые
зерно

немытое
Сахарная свекла
листья

немытые
мытые
корнеплоды

немытые
мытые
23
114
183
6,02
0,95
1,55
0,31
24,0
14,0
16,0
5,0
0,14
0,08 I
106
44
36
23
2,3
0,4
0,2
0,1
' 85

Придорожные полосы часто используются для выпаса личного
домашнего скота и как сенокосы. При высоком содержании свинца
в растениях будет нарушен) здоровье животных и загрязнено этим
металлом молоко и мясо.
В работах польского исследователя Ю. Чужидло [Curzydlo,
1978] показано, что очень близкое расположение полей к
оживленным автострадам Варшава — Познань, Краков — Катовице
приводит к сильному загрязнению сельскохозяйственных культур,
особенно зеленных. Так, в мытых листьях салата на расстоянии 20 м
от дороги содержание РЬ достигало 30,2 мг/кг, на расстоянии
120 м — 5,6 мг/кг сухой массы (при гигиенической норме 2
мг/кг). Меньшее, но все равно опасное для здоровья количество РЬ
содержалось в вымытой цветной капусте: от 4,2 мг/кг сухой массы
на расстоянии 10 м от автострады до 2,1 мг/кг на расстоянии 150
м. Наиболее защищенными от свинца оказались клубни картофеля
(без кожуры) и зерно ржи, выращиваемые в придорожной полосе
(10—150 м) вдоль шоссе Краков — Катовице (около 7500 моторов
ж сутки). В них количество элемента-токсиканта достигало
соответственно 1,1—0,42 и 1,08—0,31 мг/кг сухой массы. В клевере
красном, произрастающем вдоль автострады на расстоянии 10—50 м,
накапливается большое количество РЬ — от 11 до 20 мг/кг сухой
массы. Начиная со 100 м от дороги загрязнение клевера становится
невысоким. Однако содержание в нем свинца все же в 1,5—2 раза
превышает фоновое: 4 мг против 2—3 мг/кг.
В литературе много писалось о загрязнении почв, а через них и
растений тяжелыми металлами, в небольшом количестве
присутствующими в средствах химизации — в некоторых удобрениях,
ядохимикатах, мелиорантах. Опасения, связанные с этим,
обоснованны, особенно когда речь идет о фосфорных удобрениях и
некоторых ядохимикатах.
По данным К. Тиллера [Tiller, 1986], в 1 кг фосфорных
удобрений, выпускаемых в Канаде, содержится 2,1—9,3 мг Cd, в
фосфорных удобрениях США — 7,4—156. Австралии — 18—91,
Голландии — 9—60, Швеции — 2—30. Учитывая способность Cd легко
проникать из почвы в растительные организмы, приведенные
сведения следует признать достаточно высокими. Вместе с тем пока
отсутствуют указания на загрязнение Cd сельскохозяйственных
культур, удобряемых фосфорсодержащими туками, К. Тиллер считает,
что зерно австралийской пшеницы, выращиваемой на полях, давно
и обильно удобряемых фосфатами, содержит Cd от 0,005 до 0,045
мг/кг, что укладывается в диапазон фоновых концентраций
элемента.
В многолетних (23 года) опытах Г. Полечни и Г. Кика
[Poletschny, Kiek, 1981] с разными дозами (48,5—123,3 Р205/га) и
формами фосфорных удобрений внесено в почву от 0,3 до 490 г
Cd/ra. Однако достоверного увеличения содержания тяжелого
металла как в почве, так и в выращенных на ней культурах
(картофель, озимая пшеница, сахарная свекла) не обнаружено.
86

Приведенные опыты, однако, не должны успокаивать.
Многолетняя кумуляция Cd в почве таит в себе определенную опасность:
например, в случае подкисления среды обитания подвижность
металла резко возрастает и его поглощение растениями увеличится.
При значительном накоплении Си в почвах фруктовых садов,
обрабатываемых медьсодержащими фунгицидами (в 5—6 раз выше
фонового) негативного влияния на качество плодов (в том числе
увеличения в них концентрации Си), не наблюдалось [Иванова,
1987].
Определенную озабоченность вызывает использование в
сельском хозяйстве отходов промышленности, содержащих тяжелые
металлы, в частности шлака металлургических предприятий. В
опытах Ю.В. Алексеева [1987], где изучалась эффективность
известкования кислой почвы феррохромовым шлаком, хром оказывал
отрицательное действие на растения только при высоком его
содержании в почве — при 500 мг/кг и более. Однако регулярное
использование шлака, как считает автор опытов, и с этим следует
согласиться, неизбежно приведет к загрязнению почвы и проявлению
фитотоксичности Сг.
К отходам производства, могущим представлять определенный
интерес для сельского хозяйства в качестве удобрения, требуется
повышенное внимание. Односторонний учет только прибавок
урожая, как это еще делается, без рассмотрения его качества и
возможных изменений плодородия почвы не отвечает современным
требованиям науки и может нанести серьезный ущерб
сельскохозяйственному производству, здоровью человека и животных.
Крупным источником тяжелых металлов в сельском хозяйстве
могут стать осадки сточных вод, или шламы. Представляя собой
смесь твердых компонентов бытовых и промышленных стоков, они
соединяют в себе два противоположных начала: органическое
вещество, богатое основными элементами минерального питания
растений, что позволяет рассматривать шламы как ценное органическое
удобрение, и пул тяжелых металлов, что делает использование их
в качестве удобрений проблематичным.
Примером опасного загрязнения почв тяжелыми металлами
могут служить материалы, полученные в ФРГ [Diez, 1982].
Неупорядоченное (начиная с 1925 г.) использование осадка сточных вод в
окрестностях Мюнхена привело к тому, что на местных почвах
растительная продукция, в том числе зерно пшеницы и ячменя,
была недопустимо загрязнена Cd. Возделывание продовольственных
культур было запрещено. Попытки рекультивации таких почв
оказались дорогостоящим мероприятием.
Между тем запасы шламов увеличиваются из года в год, однако
широкого применения в большинстве стран они пока не получили.
Степень загрязнения шламов тяжелыми металлами неодинаковая
(табл. 60), она зависит от многих обстоятельств, в частности от
соотношения бытовых и промышленных стоков, от технологий в
промышленном производстве и т.д. Верхний предел содержаний тяже-
87

Таблица 60
Содержание тяжелых металлов в шламах, мг/кг сухой массы [Tiller, 1986]
Страна
Великобритания
США
Канада
Швеция
Австралия
Допустимое
количество
Cd
2-1500
2-1100
2-147
2-171
2-285
20
РЬ
50-3600
800-26000
85-4000
52-2900
55-2000
750
7л
600-20000
72-16400
40-19000
700-14700
240-5500
2500
Ni
20-5300
12-2800
7-1500
15-2120
20-320
300
Си
200-800
84-10400
160-3000
52-3300
250-2500
1000
лых металлов в шламе значительно превосходит нормы,
одобренные европейским комитетом по охране окружающей среды.
В СССР насыщенность сточных вод тяжелыми металлами также
достаточно высокая. Так, в Ленинграде и некоторых городах
Ленинградской области содержание отдельных элементов превосходит
рекомендованные количества (табл. 61). Особенно это касается Ni,
Си, Cd, Zn.
В осадке сточных вод, взятом на Новосибирской станции
аэрации, обнаружено значительное количество тяжелых металлов,
причем содержание Zn, Cd и Ni превышало допустимый предел. В
осадке преобладает кислоторастворимая форма, доля подвижной и
обменной форм Zn, Ni и Cd довольно высокая, Си, РЬ и Сг —
очень небольшая (табл. 62).
Загрязнение осадка сточных вод тяжелыми металлами
обусловило постановку большого количества опытов для разработки
приемов его утилизации. В связи с этим обстоятельством поиск
приемлемых доз шлама обычно идет не столько по линии создания
необходимого уровня питания растений, сколько по линии сохранения
статуса тяжелых металлов в почве в экологически допустимом
режиме. По этому вопросу накоплен большой фактический материал,
полученный главным образом в Западной Европе и Северной
Америке. Он довольно противоречив, а сделанные на его основе
практические выводы не всегда однозначны. Большинство опытов было
рассчитано на изучение действия шламов, их последействие не
Таблица 61
Содержание тяжелых металлов в осадке сточных вод, мг/кг сухой массы
[Алексеев, 1986]
Станция
аэрации
Cd
РЬ
Zn
Ni
Сг
Си
Со
Ленинград ЩСА)
Колпино
Красное село
Петродворец
17
5,9
60
4,6
480
130
100
125
1250
3600
1450
1460
380
380
220
300
740
280
910
3100
1350
1357
1250
1550
50
50
88

Таблица 62
Содержание и формы тяжелых металлов в осадке сточных вод, мг/кг сухой массы
(данные Г.А. Гармаша)
Содержание, форма
Zn
Сг
Си
Ni
Pb
Cd
Валовое содержание
Кислоторастворимая (1 н. НС1)
Подвижная (ацетатно-аммонийный
буфер, рН 4,8)
Обменная (1 н. ацетат аммония, рН 7)
4800
4200
920
170
3850
1680
11
Сл.
1500
ИЗО
7
4
460
340
112
45
220
220
88
78
14
4
изучено. Особенно мало исследован "кумулятивный эффект",
связанный с постепенным многолетним накоплением в почве тяжелых
металлов.
Было показано, что применение высоких доз шламов (450 т/га)
очень опасно с гигиенической точки зрения: содержание Cd,
например, в листьях кукурузы увеличилось в 15 раз, в зерне — в 4 раза,
достигнув соответственно 11,7 и 0,29 мг/кг сухой массы [Walker,
1975]. При внесении 235 т сухого осадка сточных вод на гектар
[Мс Intyre et al., 1977, цит. по: Andriano, 1986] в зеленных
культурах — салате и капусте спаржевой — содержание Zn увеличилось
по сравнению с контролем в 5 раз (достигло 200—250 мг/кг сухой
массы), в корнеплодах — в 2—4 раза (100—150 мг/кг), в зерне
злаков — в 2,5—3 раза (около 100 мг/кг), в зерне бобовых
культур — в 1,5 раза (около 50 мг/кг), в плодах томатов — в 1,8 раза
(75 мг/кг), в клубнях картофеля — в 2 раза (около 25 мг/кг
сухой массы). Такое количество Zn в съедобной части растений
становится опасным для здоровья человека.
Важным моментом в использовании шламов является
длительность их последействия. Как указывает Д. Адриано [Adriano,
1986], в полевых опытах с кукурузой и фасолью, под которые
разово были внесены дозы шлама с содержанием Zn 90, 180 и 360
кг/га, в годы наблюдений (1972—1979) растения накапливали
повышенное количество тяжелого металла как в листьях, так и в
зерне (стручках у фасоли). Количество Zn в листьях было выше, чем
в зерне (стручках): в вариантах с дозами 180 и 360 кг/га разница
была 3—4-кратной. Насыщенность растительной ткани цинком по
годам оказалась неодинаковой. Наибольшее количество элемента
наблюдалось в последействии (на 4—6-й годы). Затем оно заметно
уменьшалось, оставаясь однако выше, чем в контроле. Дозы Zn,
использованные в опыте, следует считать чрезмерными и потому
опасными для здоровья человека и животных. Как свидетельствует
Б. Дэвис [Davis, 1980], в Великобритании, например, считается
безопасным внесение Zn в течение 30 лет в количестве 560 кг/га,
или около 19 кг в год.
При внесении небольших доз шлама (по 8 и 16 т сухого
вещества на гектар через каждые 2 года, или суммарно по 36 и 72 т за
период 1972—1980 гг.) происходило увеличение в почве содержа-
89

ния Zn на 65 и 130, Сг — на 86 и 172, Cd — на 0,14 и 0,28 кг/га.
Зеленные культуры при этом не накапливали опасного для
здоровья человека количества тяжелых металлов [Kick, Poletschny,
1981].
Ф. Фентер [Venter, 1978], рассматривая возможность
использования шламов, полагает, что из-за высокого содержания тяжелых
металлов они не могут использоваться в овощеводстве, при
возделывании же кормовых культур их применение должно быть очень
осторожным. В связи с этим автор критически оценивает
предложенные А. Клоке [Kloke, 1977] допустимые пределы накопления
тяжелых металлов в почве, которыми часто пользуются при
расчетах, считая их слишком общими, не учитывающими особенности
растений.
В опыте Т. Дица и А.Розопуло [Diez, Rosopulo, 1976]
применялись очень высокие дозы шлама со станций аэрации г. Мюнхена
(ФРГ) — 400 и 700 т сухой массы/га. Шламы были сильно
загрязнены тяжелыми металлами: в 1 кг сухого вещества содержалось
РЬ 5230, Zn — 3800, Сг — 680, Cd — 180, Hg — 6 мг. Однако,
как отметили авторы исследования, в зерне пшеницы, ячменя, овса
и клубнях картофеля количество тяжелых металлов не выходило за
допустимую величину, за исключением Cd, содержание которого
стало гигиенически опасным. Было заметно также, что Zn, Cd, Cr
и Ni проникают в растения значительно легче, чем Pb, Cu, Co, Hg.
Столь слабое негативное действие сильно загрязненного шлама
объясняется, по-видимому, значительной буферной способностью
почв (рендзин и буроземов), а также исключительно высокими
защитными возможностями выращиваемых культур.
При использовании сильно загрязненного осадка сточных вод
одного из городов в Калифорнии (США) было установлено [Vlamis
et al., 1985], что доза 45 т/га, ежегодно вносимая в почву в
течение 5 лет, не повышала в зерне ячменя содержание Zn более 100
мг и содержание Cd более 0,2 мг/кг. При более высоких дозах
загрязнение зерна Cd резко возрастало и достигало опасного предела
(0,6 мг/кг).
Вместе с тем имеются данные о загрязнении
сельскохозяйственных культур тяжелыми металлами даже при внесении
сравнительно небольших доз шлама — 2,5 и 5 т/га сухого вещества
ежегодно. Определение валового количества Cd, Hg, Zn, кумулятивно
накопившихся в течение 13 лет в почве (бурозем), показало: при
дозе 2,5 т/га оно заметно приблизилось к допустимому пределу, при
дозе 5 т/га намного его превосходило. В корнеплодах сахарной
свеклы, выращенной на такой почве, содержание Cd при дозе
5 т/га выросло в 3 раза по сравнению с контролем, Zn — в 7 раз.
В третьем укосе кормовых трав, выращенных на обеих дозах, через
13 лет, концентрация Cd, Hg, Zn и Pb была выше ПДК, принятых
Ведомством по охране здоровья ФРГ [Schaaf, Boguslawski, 1982].
Вследствие недостаточной изученности поведения тяжелых
металлов в системе почва — растение в рекомендациях,
разработанных в странах Западной Европы и Северной Америки, приведены
90

весьма умеренные дозы внесения осадка сточных вод. Они
колеблются от 1 (Швеция) сухой массы/га до 4,4 т (Канада). В
большинстве рекомендаций доза осадков не превышает 2 т/га
[Utilisation..., 1984]. Однако и такие дозы считаются
неприемлемыми для овощных и плодовых культур, а также во многих
случаях и для луговых трав.
В СССР дозы осадка сточных вод, равные 5—10 т/га,
рекомендованы для внесения под зерновые культуры и в лесоводстве
[Покровская, Касатиков, 1987].
В Великобритании разработаны максимально допустимые дозы
внесения тяжелых металлов в почву с осадком сточных вод (кг/га
в расчете на 30 лет): As — 10, Cd — 5, Cr — 1000, Си — 280,
Hg — 2, Mo — 2, Ni — 70, Pb — 1000, Zn — 560 [Davis, 1980].
Возможность применения небольших доз шлама в сельском
хозяйстве обосновывается в принятых в 1983 г. в ФРГ "Правилах по
использованию шлама". В комментариях к ним А. Клоке [Kloke,
1982] приводит расчеты по ежегодному поступлению тяжелых
металлов и допустимому внесению шламов в почву в качестве
удобрения (см. табл. 35, табл. 63), согласно которым при внесении 5
т/га сухого шлама (с конкретным содержанием в нем тяжелых
металлов) один раз в три года для достижения ПДК потребуется сто
лет и более. А. Клоке рассматривает инструкцию по использованию
шлама в сельском хозяйстве не более как компромисс между
необходимостью утилизации городских отходов и требованиями охраны
здоровья человека, как начало в разработке мероприятий по
защите почв.
В предложениях и расчетах, приводимых Б. Дэвисом и А.
Клоке, есть настораживающее обстоятельство: они призваны
осуществить лишь временную экологическую разрядку. Практически
происходит передислокация тяжелых металлов из мест хранения
осадков на сельскохозяйственные угодья. Существующая проблема с
еще большей остротой встанет перед нашими потомками.
В расчетах А. Клоке имеется серьезное упущение, позволившее
сделать более оптимистичные, чем должно быть, выводы. Негатив -
Таблица 63
Допустимая продолжительность внесения шламов в почву в
качестве удобрений [Kloke, 1982]
Элемент
Содержание в
настоящее
время
Недостает
до ПДК
мг/кг почвы
Количество лет,
за которое будет
достигнута ПДК
Cd
Hg
Ni
, Cr, Cu
Zn
0,1-0,2
0,05-0,1
-30
-30
-50
2,8
1,9
20
20
250
250
140
180
100
150
91

ное действие присутствующих в шламе тяжелых металлов им
оценивается изолированно, тогда как между ними возможно синерги-
ческое взаимодействие. Как отмечает P.P. Брукс [1982],
совместное токсическое воздействие, например смеси цинка и меди,
оказалось в 5 раз сильнее, чем можно было предвидеть, суммируя их
действие. Это обстоятельство не учтено в ПДК по Клоке, отчего
они определенно являются завышенными.
Разработки подобного рода В. Эйхлер [1985] считает
сомнительными, поскольку в них не отражен эффект возможного синергизма
токсичных ингредиентов.
Частичным решением обсуждаемого вопроса может быть
предложение П. Бекетта и Р. Дэвиса [Beckett, Davis, 1978] об
использовании так называемого цинкового эквивалента — количественного
выражения фитотоксичности какого-либо тяжелого металла при
сравнении ее с фитотоксичностью Zn, которая принимается за
стандарт. Путем постановки вегетационных опытов можно найти
уровень фитотоксичности любого элемента, и полученный таким
образом показатель использовать для оценки аддитивного
токсического эффекта. Это предложение не получило широкого
применения главным образом из-за трудоемкости опытной работы.
Близкий к расчетам А. Клоке подход при определении дозы
осадка сточных вод для внесения в почву предложен в СССР
В.А. Касатиковым и соавторами [1987]. Дозы выводятся из
содержания тяжелых металлов в осадке и ПДК этих элементов в почве.
Применение осадка возможно до тех пор, пока валовое количество
тяжелых металлов в почве не достигнет следующих пределов
(мг/кг): As — 2,0; Hg — 2,1; Sb — 4,5; Cd — 5; Ni — 35; Pb —
фон + 12; Cr3+ — 100 (Cr*6 — 0,05), V — 150; Mn — 1500.
Поскольку в осадке сточных вод в зависимости от специфики
промышленного производства могут преобладать те или иные тяжелые
металлы (чаще всего Cd, Zn, Cr), именно они становятся
основными ограничителями в утилизации ценного органического
удобрения. Следует заметить, что возможные аддитивные токсические
воздействия на окружающую среду в этих расчетах также не
учитываются.
Вместе с тем следует иметь в виду, что взаимодействия
тяжелых металлов, поступающих в растения, — сложный процесс с
малопредсказуемыми последствиями. Помимо синергических, между
ними возможны антагонистические отношения. Например,
показано (табл. 64), что по сравнению с раздельным применением
совместное использование четырех тяжелых металлов заметно повысило
в листьях кукурузы количество Cd, немного увеличило содержание
РЬ и Си и примерно в 3 раза уменьшило концентрацию Zn.
Вопросы синергизма и антагонизма ионов тяжелых металлов,
поступающих в пищевую цепь, разработаны недостаточно.
Известно, что элементы минерального питания растений могут
взаимодействовать в зависимости от обстоятельств как синергически, так
и антагонистически. Вероятно, то же самое имеет место и во
взаимодействиях тяжелых металлов. Принимая во внимание специфику
92

Таблица 64
Влияние раздельного и совместного внесения тяжелых металлов
на кукурузу [Kabata-Pendias, Wiacek, 1985]
Элемент
Zn
Pb
Си
Cd
Внесение
Раздельное
Совместное
Раздельное
Совместное
Раздельное
Совместное
Раздельное
Совместное
Доза, мг/кг почвы
300
Zn300Pb100Cu100Cd5
100
^300PbiooCuiooCd5
100
^30oPbiooCuiooCd5
5
Zn300Pb100Cu100Cd5
Количество
металла в
листьях,
мг/кг
1850
650
3,5
3,8
23
30
82
102
затронутой в монографии темы, следует подчеркнуть, что явление
синергизма должно вызывать повышенную озабоченность при
решении практических задач.
В настоящее время наметилось по меньшей мере два подхода к
нормированию поступления в почву тяжелых металлов,
содержащихся в осадке сточных вод. В одном из них основное внимание
обращено на содержание тяжелых металлов в осадке и
сопоставление его с допустимой нормой, в другом — в расчет принимается
безопасная норма их валового количества, по достижении которой
внесение осадка запрещается. Каждый из подходов обеспечивает
получение ценной, но односторонней информации, отчего
целесообразно их совместное использование. Регламентирование
химического состава осадка сточных вод сделает более мягким техногенное
давление на почву, а анализ последней на содержание тяжелых
металлов позволит оценить происходящие изменения.
Осадки сточных вод крупных промышленных центров обычно
загрязнены особенно сильно. Скапливаясь после прохождения
очистных сооружений в большом количестве, они сами по себе создают
обширную зону экологического и социального дискомфорта. В
случае невозможности использования осадков для выращивания
потребляемых человеком и домашними животными растений многие
исследователи предлагают применять их под технические
культуры, в лесном хозяйстве, а излишки сжигать. Рекомендуемое
компостирование осадка сточных вод, например с торфом, уменьшает
дозу его внесения, обеспечивает меньшее загрязнение почвы и
получение полноценной растительной продукции. Достижение опасного
уровня кумуляции тяжелых металлов в почвах при этом
растягивается на более продолжительный срок.
Большие надежды связываются с приемом добавления к осадку
сточных вод извести с целью повышения рН и уменьшения таким
образом подвижности тяжелых металлов. Качество выращиваемой
93

%
8
I
l
<ъ0,50-\
Ч
О
4 я? 1
Cd в почве, мг/кг сузсоймассы
4? #Н
=1 ■
|| •
1
set
CQ
I
О
0 200 400 600 РЪ
0 3 6 9 Си
Дозы тяжелых металлов,
мг/кг пес на
Рис. 16. Влияние рН почвы на накопление кадмия райграсом [Gunnarsson, 1983].
Рис. 17. Влияние увеличивающихся доз тяжелых металлов на пшеницу.
1 — высота, 2 — биомасса, 3 — урожай зерна
продукции резко повышается: содержание тяжелых металлов в ней
может стать гигиенически безопасным.
Предварительное известкование осадка позволяет, казалось бы,
решить проблему. Однако это не совсем так. Использование
данного приема позволяет решать только частные вопросы утилизации.
Внесенное в почву большое количество тяжелых металлов будет
представлять постоянную угрозу. При непредсказуемом изменении
кислотно-щелочной обстановки в почве (например, при выпадении
"кислотных" дождей) поток тяжелых металлов в растения может
многократно увеличиться.
О существенном изменении содержания тяжелых металлов в
растительной массе при изменении реакции в среде обитания
свидетельствуют данные шведского исследователя О. Гуннарссона
[Gunnarsson, 1983] (рис. 16). При уменьшении рН с 7 до 5,5
количество Cd в райграсе возросло в варианте с наиболее сильным
загрязнением в 4 раза.
Считается, что рН водной суспензии почвы 5,5 в состоянии
обеспечить малую подвижность тяжелых металлов и
гигиеническую чистоту любой из сельскохозяйственных культур [Dowdy,
1983].
К источникам загрязнения пищевой цепи тяжелыми металлами
следует отнести промышленные отвалы пустых пород и
забалансовых руд в районах с горно-добывающей и рудоперерабатывающей
промышленностью в случае использования произрастающих на них
дикорастущих и сеяных травянистых растений на корм скоту. Как
94

Таблица 65
Среднее содержание тяжелых металлов в растениях на отвалах Урала, мг/кг сухой
массы [Махонина, 1987]
Отвалы
Растения
РЬ
Zn
Си
Ni
Сг
Со
Мо
Липовские
никелевые
Евсютинские
железорудные
Медистые
песчаники Пермской обл.
Злаки
Бобовые
»
Злаки
Бобовые
—
—
37,8
11,6
10,4
46,7
17,7
73,7
—
18,2
19,2
71,8
17,4
17,5
44,1
22,9
13,3
—
70,6
29,3
—
—
26,8
22,9
14,5
4,9
14,8
13,5
7,5
—
1,1
5,3
135
95
показали исследования Г.И. Махониной [1987], во всех изученных
ею видах растений, выросших на отвалах, накапливаются РЬ, Си,
Ni, Сг, Со и некоторые другие тяжелые металлы (табл. 65),
нередко в токсичных концентрациях. Судя по приведенным данным,
ведущие группы кормовых трав — злаки и бобовые — содержат
тяжелые металлы в количестве, во многом раз превышающем
фоновое. Некоторая их часть (иногда до 7—9 % от их содержания в
золе) концентрируется в составе пыли на поверхности листьев и
стеблей. Применение макроудобрений повышало питательную
ценность кормовых трав, но слабо влияло на уменьшение их
загрязненности тяжелыми металлами. Последнее обстоятельство
затрудняет практическое использование биологически
рекультивированных отвалов.
До сих пор мы обсуждали влияние техногенного загрязнения
почвы тяжелыми металлами на содержание последних в растениях
вообще и в поедаемой части в особенности. Многочисленные
работы свидетельствуют, что именно эта качественная характеристика
получаемой растительной продукции является с точки зрения
гигиены питания наиболее важной. Вместе с тем, не следует
игнорировать и другие вопросы проблемы, а именно воздействие
избыточного поступления тяжелых металлов в растения на урожай и его
питательную ценность. В практике сельскохозяйственного
производства на загрязняемых территориях, когда растительная продукция не
содержит опасного количества тяжелых металлов, эти показатели
приобретают большое экономическое значение. Данные вопросы
изучены значительно слабее. На недостаточный интерес к ней уже
указывал Д. Зауербек [Sauerbeck, 1982]. Особенно мало сведений о
биохимическом составе растительной продукции, ее минеральной
полноценности.
Приведенные ранее экспериментальные данные (см. гл. 2)
свидетельствуют о наличии у растений механизма защиты от избытка
тяжелых металлов, поступающих из почвы. Однако при
возрастании потока защитные возможности иссякают: тяжелые металлы
начинают накапливаться в метаболически важных центрах, тормозя
и нарушая продукционный процесс. Одно из следствий этого —
снижение урожая. Изучение кривой снижения урожая при разных
95

уровнях загрязнения почвы важно в научном и практическом
отношении, прежде всего для определения толерантности различных
культур к тяжелым металлам и нахождения ПДК.
Результат взаимоотношений между растением и поступившим в
его ткани тяжелым металлом (если судить по урожаю) рассмотрен
П. Бекеттом и Р. Дэвисом [Beckett, Davis, 1978 ]. Диапазон
толерантности растения имеет видовую принадлежность и зависит от
токсичности металла. Например, злаки более толерантны, чем
бобовые культуры, a Zn менее токсичный элемент по сравнению с
Cd. Большой практический интерес представляет допустимый
предел снижения урожая (у разных авторов он различный — от 10 до
50%). Значительные колебания в величине допустимого предела —
следствие субъективного подхода авторов, поскольку она
выводилась по данным опытов, не предусматривающих изучение
хозяйственных интересов. Здесь преобладал гигиенический подход:
допустимое снижение уровня устанавливали по концентрации тяжелого
металла в полученной продукции, уже высокой, но еще не опасной
для здоровья человека (животных). При таком подходе возможны
производственные случаи, когда будет выращиваться гигиенически
еще безопасная, но экономически уже невыгодная продукция.
Поскольку величина урожая зависит не только от концентрации
тяжелых металлов в растительной ткани, но и от их содержания в
почве, это позволяет надеяться, что будут разработаны, по
подобию агрохимических, лимиты содержания тяжелых металлов в
загрязненной почве, при которых обеспечивается получение
гигиенически и экономически приемлемой продукции.
В отличие от симптомов недостаточности, специфичных для
каждого элемента, признаки избытка более или менее одинаковы
[Bussler, 1970]. Согласно схеме В. Бусслера, при постепенном
возрастании концентрации ионов в среде наблюдается
последовательное появление признаков угнетения растительного организма: 1 —
торможение роста, 2 — хлороз листьев, 3 — некрозы верхушек и
краев листьев, 4 — отмирание корней.
Если на растения начинает действовать сразу непривычно
высокая концентрация химического элемента (именно такая ситуация
часто встречается в практической деятельности человека),
указанная последовательность изменяется — выпадают первые стадии
угнетения и появляются признаки глубокого нарушения процессов
жизнедеятельности. В результате избыточного содержания тяжелых
металлов в среде обитания уменьшается высота растений,
сокращаются размеры органов, меньшей становится биомасса, изменяется
структура и снижается урожай.
Чувствительность растений к любым экстремальным
воздействиям особенно высока в раннем возрасте, коща сорбционная емкость
протоплазмы еще не велика [Удовенко, Евдокимов, 1970]. С
возрастом растения листья становятся более толерантными к внезапному
избытку тяжелых металлов в среде обитания.
Воздействие тяжелых металлов на рост и развитие
сельскохозяйственных культур изучалось многими авторами. Р.И. Первуни-
96

ной и Н.Г. Зыриным [1980] установлено, что ингибирование роста
растений ячменя при повышенных дозах Cd наблюдается уже в
начальные фазы развития.
В опытах нашей лаборатории с пшеницей и бобами конскими,
выращенными на кварцевом песке, чтобы исключить инактивацию
некоторого количества тяжелых металлов (обычно наблюдаемую в
почвах) и более полно выявить защитные возможности самих
растений, было показано, что Zn, Pb и Cd оказывает неодинаковое
воздействие на представителей злаковых и бобовых культур. Так,
Zn в пределах изученных концентраций (0—600 мг/кг песка)
угнетал рост бобов конских сильнее, чем пшеницы, тоща как РЬ
(0—1000 мг/кг песка), начиная с дозы 400 мг, сильнее угнетал
пшеницу. Влияние же Cd (0—15 мг/кг песка) на бобы конские и
пшеницу оказалось существенно различным. У пшеницы вслед за
повышением дозы сокращались размеры растений и их органов,
уменьшалась биомасса. У бобов конских в пределах доз 1—10
мг/кг рост не подавлялся, при более высоких дозах происходило
угнетение растений.
Тяжелые металлы, начиная с определенной концентрации,
тормозят процесс фотосинтеза и уменьшают транспирацию растений.
При обильном содержании в среде обитания, например РЬ,
продуктивность фотосинтеза у разных сельскохозяйственных культур
выходит на уровень 10 % от максимальной, а транспирация
сокращается почти в 20 раз по сравнению с контролем [Bazzaz et al., 1974].
От одинаковой дозы тяжелого металла в наименьшей степени
страдает высота ратений, в наибольшей — урожай зерна (рис. 17),
т.е. избыток тяжелого металла сильнее депрессирует
репродуктивную фазы развития растений. Особенно это относится к Cd,
который в опыте с бобами конскими не подавлял вегетативную фазу
развития, не препятствовал пышному цветению растений, но затем
каким-то образом сильно угнетал процесс формирования и роста
плодов и семян [Ильин и др., 1985].
В водной культуре было изучено влияние Cd, Ni и Сг на рост,
развитие и урожай томатов [Foroughi et al., 1975]. Отмечено, что
угнетение роста и уменьшение биомассы растений начиналось с
концентрации Cd 1,5 мг/л, Ni — 2,5, Сг — 5. Угнетение
сопровождалось хлорозом и некрозами неспецифической природы, какие
обычно наблюдаются при избытке солей в среде обитания.
На фоне угнетения роста растений от избытка тяжелых
металлов в среде обитания отчетливо проявляется задержка в их
развитии и снижение урожая.
О снижении урожая съедобной части сельскохозяйственных
культур свидетельствуют многочисленные исследования: в СССР,
например, работы В.Б. Ильина и М.Д. Степановой [1980],
Н.Г. Зырина и др. [1985], в Болгарии — Л. Файтонджиева [1981],
в ФРГ — А. Рихими и В. Бусслера [Rihimi, Bussler, 1974],
Ф.А. Аустенфельда [Austenfeld, 1979]. Снижение урожая у разных
культур, но от одного тяжелого металла или у одной культуры, но
от разных тяжелых металлов существенно различное.
97

Содержание макро- и микроэлементов в пшенице,
супесчаной почве,
Вариант
Контроль
Cd — 20 мг/кг
почвы
РЬ — 2000 мг/кг
почвы
Объект
исследования
Листья
Зерно
Листья
Зерно
Листья
Зерно
N
31100
24800
38000
23500
38500
32000
Р
6181
5043
4473
5472
4709
4575
К
35208
5228
40112
6858
37800
3290
Са
7960
391
7993
1097
14285
611
Примечание. Листья — фаза кущения.
Высокая фитотоксичность присуща Hg и Cd. Менее токсичны
Си, Zn, Pb. В опытах с зеленными культурами установлен
следующий ряд токсичности изученных химических элементов: Cd >
> Ni > Zn, Сг > Pb [Foroughi et al., 1974]. Согласно данным
M. Чайно [Chino, цит. по: Kitagisbi, Yamane, 1981], большой ряд
фототоксичности тяжелых металлов выглядит таким образом:
Cd > Си > Со « Ni > As » Сг > Zn > Mn « Fe > Pb.
Выше было отмечено, что помимо опасного обогащения
съедобной части сельскохозяйственных культур тяжелыми металлами
возможны и другие нежелательные изменения ее качества, в
частности биохимического состава и минеральной полноценности.
Исследований, посвященных данному вопросу, очень мало.
По-видимому, это объясняется тем, что уровень накопления тяжелых
металлов в растительной продукции многие рассматривают как главный
показатель ее качества. С таким подходом следует согласиться,
однако необходимо заметить, что для оценки получаемой продукции
необходимы и другие сведения, в частности о содержании в
продуктах растениеводства белков, жиров и углеводов, макро- и
микроэлементов, их сбалансированности и т.д.
Сведений о влиянии тяжелых металлов на содержание макро- и
микроэлементов в растительной продукции мало.
Сотрудниками нашей лаборатории М.Д. Степановой и
Н.Ю. Гармаш было изучено влияние Cd, Zn и Pb на основные
показатели урожая некоторых зерновых и бобовых культур.
Установлено, что при высоком содержании в растительных тканях свинца
изменяется количество N, Р, Са и Мо, при избытке Cd — Са, Мп,
Си, Мо [Степанова, 1980]. В большей степени это касалось
листьев, в меньшей — семян (табл. 66). В целом же на фоне опасно
высокой обогащенности растительного вещества кадмием и свинцом
перечисленные изменения не выглядят чрезмерными.
Е.В. Каплуновой [1983] показано, что с повышением в почве
доз Cd и РЬ уровень обеспеченности растительной продукции таки-
Q8

Таблица 66
выращенной на дерново-подзолистой
мг/кг абс сух. массы
Mg
Fe
Mn
Zn
Си
Mo
Cd
Pb
1371
1562
1363
1656
1188
1600
124
40
168
72
201
38
93
49
84
63
119
42
23
39
21
22
37
47
4,4
4,3
4,1
3,1
5tS
3,9
1,5
1,6
1,2
1,1
2,8
0,75
0,3
0,07
47
14
—
—
3,9
0,4
—
—
76
5,0
ми важными минеральными компонентами, как Р, Са, К, вообще
не нарушается.
В исследованиях Н.Ю. Гармаш [1987] отчетливо проявилось
негативное влияние избытка Zn и РЬ в среде обитания на
элементный химический состав сельскохозяйственных культур: при обилии
этих металлов резко уменьшалось количество фосфора, кальция,
магния. Что же касается Cd, то его избыток практически не
отражается на концентрации в растениях других химических
элементов.
Известно, что при обилии в почве свинца становятся заметными
результаты его взаимодействия с фосфат-ионами. Вследствие
образования малоподвижных солей фосфорное питание растений
становится недостаточным, отмечается обеднение этим элементом
тканей [Walker et al., 1977]. Аналогичный процесс наблюдается при
высоком содержании цинка.
При повышении доз тяжелых металлов в почве происходит
увеличение количества азота в растениях. Оно связано с ростом
содержания белка на фоне снижающегося урожая (обычное, по
А.Н. Павлову [1984], явление при неблагоприятных внешних
условиях). Возможно также и накопление в тканях небелковых
азотсодержащих фракций как результат нарушения метаболизма.
Исследования нашей лаборатории свидетельствуют о тесной обратной
связи между урожаем зерна пшеницы и накоплением белка (табл.
67). Со снижением урожая происходит уменьшение натуры зерна.
На фоне этих заметных, но все же небольших качественных
изменений поражает своим необычайно быстрым ростом обогащенность
пшеницы тяжелыми металлами. Например, Cd (доза 6 мг/кг
песка), вызвавший снижение урожая на 30 % и обусловивший
некоторое повышение в нем количества белка, азота и уменьшение
фосфора, уже накопился в зерне в опасном для потребления человеком
количестве. Эти данные лишний раз доказывают, что основным
показателем качества растительной продукции в условиях техноген-
99

Таблица 67
Влияние тяжелых металлов на некоторые показатели качества зерна пшеницы
(данные Н.Ю. Гармаш)
Доза,
мг/кг
Урожай,
г/сосуд
Белок
Масса
1000
зерен, г

Содержание
металла,
мг/кг
Cd
0
1
3
6
0
25
50
100
200
0
200
400
600
31
30
30
21
9,2
10,3
10,3
12,5
1,6
1,8
1,8
2,2
0,5
0,5
0,5
0,5
0,54
0,54
0,53
0,54
33
32
31
29
Zp
31
29
30
29
25
9,2
10,3
10,8
10,8
12,5
1,6
1,8
1,9
1,9
2,2
0,5
0,5
0,5
0,5
0,4
0,54
0,56
0,56
0,53
0,51
33
29
28
30
31
Pb
31
30
25
0,2
9,2
10,3
12,0
—
1,6
1,8
2,1
4,8
0,5
0,5
0,2
0,2
0,54
0,54
0,38
—
33
31
30
—
0,08
2,0
7,6
8,2
26
71
83
111
138
0,2
1,0
2,8
ного загрязнения должно быть содержание в ней тяжелых
металлов.
При более детальном изучении белкового обмена показано, что
избыточная концентрация тяжелых металлов в растениях влияет
на его фракционный состав, при постоянстве содержания
глобулинов возрастает количество проламинов, глютелинов и
нерастворимого остатка и несколько уменьшается содержание альбуминов.
Это обстоятельство указывает на ухудшение состава белков, в
частности на снижение содержания лизина. Предположение о
сокращении содержания лизина связано с резким повышением в составе
белков фракции проламинов, которые не сбалансированы по этой,
наиболее дефицитной, аминокислоте и снижением количества
ценных белков — альбуминов [Ракипов, Плешков, 1977].
Известно, что растительные белки различаются по
аминокислотному составу, поэтому изучение влияния тяжелых металлов на
полноценность (по фракциям белка) растительной пищи имеет
практическое значение. Исследование, выполненное Н.Ю. Гармаш,
показало, что дозы Cd, Zn, Pb, приведшие к снижению урожая и
увеличению в нем количества белка, влияли на фракционный
состав последнего. Заметно уменьшилось содержание глицина, сери-
на, аргинина, гистидина, немного возросло количество глутамино-
вой кислоты и пролина.
100

Таблица 68
Влияние тяжелых металлов на содержание незаменимых аминокислот в зерне
пшеницы, мг/100 г белка
Аминокислота
Треонин
Валин
Метеонин
Изолейцин
Лейцин
Фенил аланин
Лизин
Сумма незаменимых
Внесено металла, мг/кг песка
0
(1983 г.)
3,45
4,69
0,60
3,63
6,85
4,50
3,13
26,85
0
1984 г.)
3,17
4,16
0,70
3,36
7,02
4,65
2,64
25,70
Cd3 | Cd6
Zn200
1983 г.
3,13
4,33
0,35
3,59
6,68
4,57
2,61
25,26
3,00
4,12
0,33
3,45
6,69
4,69
2,61
24,88
3,16
4,28
0,29
3,45
6,83
4,72
2,71
25,46
^400
3,00
4,01
0,33
3,39
6,82
4,80
2,51
24,86
^400
1984 г.
2,94
3,92
0,32
3,29
6,77
4,78
2,51
24,53
РЬбОО
2,83
3,82
0,23
3,10
6,57
4,86
2,41
23,84
По-видимому, высокое содержание металла оказывает
комплексное влияние на синтез пептидов: может их количество и
повышать, и снижать. По данным К. Галлопини (цит. по: В.Г. Минеев и
др. [1983]), растения способны увеличивать содержание серусодер-
жащих аминокислот для нейтрализации токсичного действия
избытка ртути.
Особый интерес представляют данные влияния различных доз
металлов на незаменимые аминокислоты зерновых культур1 (табл.
68,69). Избыток тяжелых металлов уменьшает содержания всех
Таблица 69
Влияние тяжелых металлов на содержание незаменимых аминокислот в зерне
бобов конских (1983 г.), мг/100 г белка
Аминокислота
Внесено металла, мг/кг песка
0
<*6
Cdp
^lOO
^00
^400
РЬбОО
Треонин
Валин
Метеонин
Изолейцин
Лейцин
Фенил аланин
Лизин
Сумма незаменимых
аминокислот
4,14
4,95
0,08
4,60
7,84
4,74
7,56
33,91
3,50
4,46
0,06
3,58
6,44
3,92
6,50
28,46
3,69
4,72
0,04
3,85
6,85
3,92
6,59
29,66
4,02
4,71
0,10
4,07
7,74
4,78
7,47
32,89
3,94
4,84
Следы
4,03
7,30
4,17
6,63
30,91
4,01
4,77
0,13
4,19
7,71
4,63
7,45
32,89
3,73
4,52
0,06
4,09
7,83
4,50
7,15
31,88
Анализы выполнены в химико-технологической лаборатории Института цитологии и генетики
СО АН СССР
101

Таблица 70
Содержание тяжелых металлов в картофеле, мг/кг сухой массы
Источник
загрязнения
Фон
Оловокомбинат

Металлургический комбинат
Расстояние от
предприятия,
км
2,5
3,5
1,0
3,0
Cd
0,11
0,38
0,10
0,16
0,30
0,34
0,30
0,45
0,53
0,89
Zn
12,3
ИЛ
12,8
15,8
10,8
11,8
17,9
22,2
28,1
33,2
Pb
0,65
0,75
0,70
0,75
0,75
0,80
0,60
0,62
1,10
1,20
Примечание. Над чертой — клубни, мытые и очищенные от кожуры;
под чертой — клубни мытые.
аминокислот, за исключением фенилаланина. Наиболее сильным
ингибитором синтеза незаменимых аминокислот оказался Cd.
Заметным было снижение количества лизина, треонина, валина, ме-
теонина. Соответственно снизилась общая сумма незаменимых
аминокислот: на 1—2 % в зерне пшеницы и на 1—5 % в семенах
бобов конских. Однако отмеченные изменения все же нельзя
назвать большими.
Представляют практический интерес сведения о влиянии
избытка тяжелых металлов в среде обитания на технологические и
хлебопекарные свойства зерна. Если судить по косвенному
показателю — активности в зерне а-амилазы, рекомендованному О.В.
Фурсовым с соавторами [1984], указанные свойства оказались в норме.
Активность а-амилазы в зерне пшеницы на разных вариантах не
превышала контрольную и выражалась следующими значениями (в
единицах активности): контроль — 6,0; Cd10 — 0,4; Zn^ и
Pb -2,52.
Исследованиями Н.М. Гутиевой [1985] установлено, что при
выращивании ячменя на сильно загрязненной выбросами
металлургического комбината почве ухудшается качество зерна: на
10—20 % по сравнению с контролем уменьшилось содержание
белка и жира и на 10 % увеличилось количество крахмала. На основе
этого можно сделать заключение, что при избыточном содержании
тяжелых металлов в растительном организме нарушаются процессы
обмена веществ.
В процессе приготовления пищи (продуктов питания) тяжелые
металлы частично теряются. Даже простое мытье зеленных
культур и фруктов позволяет, как отмечалось выше, удалить зна-
Данные Н.Ю. Гармаш.
102

Таблица 71
Потери тяжелых металлов в картофеле и овощах при их
приготовлении (за 100 % принято количество тяжелых металлов
в необработанной сырой продукции) [Schelenz, Boppel, 1982], %
Культура
Картофель
Морковь столовая
Капуста цветная
Фасоль
Кольраби
Hg
95
52
37
70
49
Cd
33
17
+ 8
17
+ 11
As
98
76
59
61
15
Pb
89
32
54
28
43
чительную часть атмосферной пыли. Некоторое количество
тяжелых металлов удаляется при снятии кожуры с картофеля (табл. 70)
и овощей.
При приготовлении съедобной части растений, в том числе при
варке, содержание тяжелых металлов уменьшается наполовину и
более (табл. 71, 72). Особенно много удаляется тяжелых металлов
при приготовлении картофеля. Вместе с тем обращает на себя
внимание слабое по сравнению с другими элементами удаление из
растительной пищи кадмия. Более того, при подготовке некоторых
овощей к столу в продукте происходит небольшое увеличение
концентрации Cd. Причину этого авторы [Schelenz, Boppel, 1982] не
называют и считают обнаруженный факт несущественным.
Размол зерна приводит к сепарации накопившихся в нем
тяжелых металлов: большая часть остается в отрубях, меньшая
переходит в муку. Так, при размоле зерна пшеницы, выращенной на
загрязненной почве, содержание тяжелых металлов в муке оказалось
в 2—15 раз меньше, чем в отрубях (табл. 72). Приводятся данные
(Bittel et al., цит. по: Минеев и др. [1983]) о 10—30-кратном
превышении количества Hg, Pb, Sr, Co в отрубях по сравнению с
мукой.
Несмотря на значительную потерю тяжелых металлов из
растительной продукции во время ее приготовления к потреблению,
растительная пища все же остается основным источником их
поступления в организм человека.
Таким образом, накопление избытка тяжелых металлов в
растениях происходит за счет поверхностного загрязнения и
поступления из почвы. Тяжелые металлы, накопившиеся на поверхности
растений, играют очень небольшую роль в загрязнении
растительной пищи человека и значительно загрязняют корма для
животных. Избыточное накопление тяжелых металлов в органах
человека происходит преимущественно (на 70—80 %) за счет
потребления загрязненной растительной пищи.
При повышении содержания тяжелых металлов в почве
увеличивается их концентрация в растениях. В растительном организме
имеются механизмы неспецифической природы, которые препятст-
103

Таблица 72
Содержание тяжелых металлов в продуктах размола
зерна пшеницы и в белом хлебе [Rosopulo, Diez, 1981],
мг/кг сухой массы
Продукт
Cd
Zn
Си
Зерно пшеницы I 1,22 I 93 I 7,4
Отруби пшеничные 2,81 317 18,4
Мука 0,63 21 3,4
Хлеб белый 0,64 24 3,6
вуют поступлению избыточных тяжелых металлов в надземную
часть и особенно в органы запасания.
На техногенно загрязненной территории накопление тяжелого
металла в выращиваемых культурах зависит от содержания его
мобильной формы в почве и от защитных возможностей культуры
вообще и отдельных ее органов в частности. Оно сильнее проявляется
в зоне повышенного загрязнения и у культур, поедаемая часть
которых представлена вегетативными органами.
Загрязнению тяжелыми металлами подвергается растительность
в окрестностях металлургических предприятий, рудников по
добыче полиметаллов, а также вдоль автострад, и в процессе
использования средств химизации в сельском хозяйстве.
Пристального внимания заслуживает растительность,
произрастающая или возделываемая в радиусе до 4—5 км от предприятий
цветной металлургии, в радиусе до 1—3 км — от предприятий
черной металлургии, ТЭЦ и рудников, на расстоянии до 50—100 м от
автомагистралей.
В зону повышенного загрязнения попадают в основном
растительность, выращиваемая в индивидуальных огородах и садах,
колхозные и совхозные плантации картофеля, овощей, посевы
кормовых культур.
Избыточное поступление тяжелых металлов в растения влияет
на величину и качество урожая. Определение содержания в
растениях тяжелых металлов является наиболее объективным приемом
выявления пригодности техногенно загрязненных почв для
сельскохозяйственного использования.
Растения накапливают в своих тканях тяжелые металлы при
внесении в почву осадка городских сточных вод. Использование его
в качестве органического удобрения, богатого основными
элементами минерального питания, остается проблематичным из-за
высокого содержания тяжелых металлов. Неопределенность усугубляется
недостаточностью сведений о "кумулятивном эффекте" при
длительном внесении осадка и об аддитивном влиянии на растения
присутствующих в нем тяжелых металлов.
104

ГЛ А ВА5
НОРМИРОВАНИЕ СОДЕРЖАНИЯ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ
В ПОЧВАХ И РАСТЕНИЯХ
По мнению Ю.А. Израэля [1984], оптимальным подходом при
нормировании экологических нагрузок следует считать
всесторонний анализ природной среды. Сделать такой анализ из-за его
сложности в настоящее время не представляется возможным, отчего в
работах по мониторингу используются различные облегченные
варианты.
Считается перспективным вариант, в основу которого положена
концепция о предельно допустимых выбросах (ПДВ),
предусматривающая введение научно обоснованных норм на выбросы
нежелательных ингредиентов в окружающую среду. В основу разработки
таких норм должны быть положены заранее установленные ПДК
токсичных веществ в природных объектах. В этом случае выбор
ПДВ можно определять по состоянию наименее толерантного из
них [Малахов и др., 1988]. Соблюдение норм ПДВ предполагает
проведение дополнительных мер по перехвату аэральных и иных
выбросов, освоение новых, менее опасных для окружающей среды,
технологий, что в настоящее время еще не везде осуществляется.
Широкое распространение получил подход, при котором
нормирование проводится по накоплению токсичных веществ в
природных объектах. В СССР создана Общегосударственная служба
наблюдения и контроля за загрязнением природной среды (ОГСНК),
в том числе за загрязнением почв тяжелыми металлами.
Назначение службы — оперативно следить за содержанием следующих
химических элементов промышленного происхождения: Hg, Pb, Zn,
Cd, Cu, Ni, V, Co, Sn, Mo, Mn.
Определение содержания тяжелых металлов в воздухе, воде,
почве, продуктах питания как наиболее доступный прием положено в
основу действующих природоохранных разработок. В этих
разработках решающее значение придается санитарно
(ветеринарно)-гигиеническим требованиям с их системой предельно допустимых
концентраций (ПДК), допустимых остаточных концентраций
(ДОК), суточных норм потребления токсичного начала с воздухом,
водой, пищей человеком (животными).
Поскольку уровень содержания химических элементов в
растениях в определенной мере коррелирует с их количеством в почве,
считается целесообразным осуществлять нормирование тяжелых
металлов именно в почве, с тем чтобы гарантировать получение
гигиенически доброкачественной продукции.
Нормирование тяжелых металлов в почвах имеет свои
особенности. Как справедливо считает М.А. Глазовская [1978], при
разработке ПДК токсичных ингредиентов следует обращать внимание
прежде всего на нормальное функционирование почвенной системы
и оценивать ее по трем показателям: сохранению в почве ее полез-
105

ных обитателей, продуктивности растений, содержанию в них
токсичного начала. В этой концепции учитывается хорошо известный
дуализм почвы (почва — природное тело и почва — объект и
средство производства), причем стремление к сохранению нативных
свойств почвы должно обеспечивать сохранение ее плодородия.
На появление избыточного количества тяжелых металлов
наиболее чутко реагирует почвенная биота, прежде всего
микроорганизмы. Токсическое действие тяжелых металлов проявляется в
нарушении функций отдельных структур клетки и протекании в ней
метаболических процессов. В частности, изменяется
избирательность в поглощении химических элементов и проницаемость
клеточной мембраны, происходит блокирование ионами металлов
сульфгидрильных групп белков и аминокислот и активных центров
металлсодержащих ферментов. Повышенная чувствительность
почвенных микроорганизмов к тяжелым металлам, а также широкое
участие в поддержании естественного статуса почвы через
осуществление важных процессов, связанных, например, с превращениями
органического углерода и азота, делает их перспективным объектом
изучения для нормирования техногенных нагрузок.
Отношение микроорганизмов к тяжелым металлам изучается
давно. Показано, что микроскопические грибы, дрожжи более
терпимы к повышенному количеству металлов, чем актиномицеты,
бактерии и микобактерии. По-видимому, наиболее чувствительны к
избытку тяжелых металлов микобактерии [Авакян, 1985]. Один и
тот же металл оказывал неодинаковое отрицательное влияние на
разные виды микроорганизмов, относящихся к одной и той же
систематической группе. Так, в исследованиях Л. Бадуры и Б. Гур-
ской [Badura, Gorska, 1983] две культуры дрожжей (Saccharomyces
sp. и S. cerevisiae) неодинаково реагировали на возрастающую
концентрацию ионов меди: количество клеток S. serevisiae резко
сократилось, стала низкой активность дыхания. Имеются доказательства,
что чувствительность к металлам у микроорганизмов зависит от
фазы их развития [Babish et al., 1976], особенностей среды
обитания [Сенцова, Максимов, 1985].
В целом же следует признать, что накопленный фактический
материал достаточно противоречив, что не позволяет уверенно
говорить о различиях в толерантности изученных видов
микроорганизмов.
Для обсуждаемого в данной главе вопроса первостепенное
значение приобретают сведения о влиянии повышенных концентраций
тяжелых металлов на основные почвенные процессы,
осуществляемые с помощью микроорганизмов.
Было установлено, что избыток тяжелых металлов угнетает
процесс разрушения органических веществ, снижает интенсивность
их минерализации [El-Shinnawi et al., 1976].
Тяжелые металлы ингибируют процессы, связанные с
накоплением азота в почве: их отрицательное влияние отмечено в опытах
как с симбиотическими, так и со свободноживущими
микроорганизмами [Huang et al., 1974; El-Shinnawi et al., 1976; Badura et al.,
106

1°77]. Также неблагоприятно действуют тяжелые металлы на
процессы превращения азота: тормозят минерализацию органических
соединений этого элемента, резко уменьшают интенсивность
процессов аммонификации и нитрификации [Букреева, 1972; Перцов-
ская и др., 1975; Евдокимова и др., 1984; Tyler, 1975].
В исследованиях английски^ ученых [Rother et al., 1982], где
изучалось отношение процесса минерализации азота в почве к
избытку Cd, Pb и Zn, было замечено, что процесс нитрификации
является более чувствительным по сравнению с процессом
аммонификации. Вместе с тем в искусственно загрязненной почве
присутствовали толерантные популяции нитрификаторов. Толерантность
была приобретена ими после длительной лаг-фазы.
Возможно, способность нитрификаторов к приобретению
толерантности обусловила большую устойчивость процесса
нитрификации в многолетнем опыте с внесением в почву избытка тяжелых
металлов [Wilke, 1987]. Остальные микробиологические процессы
оказались сильно подавленными на восьмой год цинком, на
десятый год медью. Особенно чувствительной к избытку тяжелых
металлов была активность ферментов — дегидрогеназы и протеазы.
Негативное воздействие Zn на микробиологические процессы
проявилось со сравнительно невысокой дозы — 222 мг/кг почвы,
значительная часть которой сохранялась в подвижной форме.
Работая с широкими наборами микроорганизмов и тяжелых
металлов, А.Ф. Перцовская с соавторами [1982] пришли к
заключению, что для нормирования металлов в почве перспективными
могут быть такие показатели, как состав и численность отдельных
групп, интенсивность почвенных процессов, осуществляемых
микроорганизмами, активность ферментов. Наиболее информативными
из них оказались численность грибов и их доля в составе
почвенного микробиоценоза, процессы азотфиксации и "дыхания" почвы,
активность инвертазы.
В исследовании Н.Ю.Лурье [1985] отмечается, что почвенные
микроорганизмы очень чувствительны к избытку тяжелых
металлов, влияние которого прослеживается на расстоянии нескольких
десятков километров от предприятий черной и цветной
металлургии. Техногенная нагрузка оказывала особенно сильное влияние на
микроорганизмы, использующие органические и минеральные
формы азота, на целлюлозолитическую и протеазную активность.
Другими авторами [Гапонюк и др., 1987] в качестве
приоритетных показателей для оценки влияния тяжелых металлов на
качество почвы названы дыхание почвы по выделению С02 или
поглощению 02 и активность дегидрогеназ.
Вместе с тем использовать полученные сведения для
нормирования тяжелых металлов в почве оказалось очень сложно, поскольку
на чувствительность микроорганизмов большое влияние оказывают
сопутствующие факторы, учесть которые полностью не
представляется возможным. Есть и другое обстоятельство, затрудняющее
использование микробиологического теста для охраны почв от загряз-
107

нения — способность микроорганизмов адаптироваться к
повышенному содержанию тяжелых металлов в среде обитания.
В процессе приспособления к избытку тяжелых металлов в
микробной клетке происходит ингибирование метаболизма и
нарушение ультраструктуры, которые вызывают задержку роста.
Продолжительность последней — от нескольких часов до нескольких дней.
Затем в результате репараций, обусловленных выведением
тяжелых металлов из организма и (или) торможением поступления их в
него, а также внутриклеточным обезвреживанием, скорость роста
микробной клетки восстанавливается [Mitra et al., 1975].
В техногенно загрязняемых природных объектах обычно
накапливается не один, а несколько тяжелых металлов. При совместном
их действии на микробные клетки возможно проявление разных по
направлению эффектов; синергического и антагонистического.
Часто токсический эффект смеси равен эффекту наиболее токсичного
из тяжелых металлов. В тех случаях, когда совместное влияние
тяжелых металлов на микроорганизмы оказывается слабее
индивидуальных действий, объяснение находят в конкуренции ионов
металлов за систему транспорта и участки связывания [Сенцова,
Максимов, 1985].
Как показали исследования СВ. Летуновой и Н.П. Красинской
[1982], в зависимости от генетических возможностей, заложенных
в штаммах, происходит быстрая и очень значительная адаптация к
избытку тяжелых металлов. Например, у 85 % изученных
штаммов, изолированных из почвы, на 16-й день после внесения в нее
больших доз Мо, оптимальный рост наблюдался при
концентрациях этого металла 100—1000 мг/кг почвы. Иными словами,
почвенные микроорганизмы приспособились существовать при очень
сильном молибденовом загрязнении. В наибольшей степени это
удавалось грибам, в наименьшей — бактериям.
О высокой устойчивости грибов к Cd свидетельствуют данные
И.Н. Скворцовой и Е.В. Якушкиной [1982]: Gliocladium roseum
способен расти при содержании тяжелого металла в почве 1000
мг/кг. В своих же клетках грибы накапливают кадмия в сотни раз
больше, чем его содержится в среде.
Предполагается, что микробные клетки в этих случаях
выработали способность или ограничивать поступление тяжелых металлов
из среды, или инактивировать их внутри организма. Таким
образом, они теряют способность передавать информацию об опасном
загрязнении почвы.
В обзоре, составленном З.А. Авакян [1973], отмечается, что
пока не удалось получить высокой устойчивости к тяжелым
металлам. Обычно у адаптированных культур она лишь в 2—3 раза
выше, чем у исходных. Однако, как было показано выше, имеются и
иные результаты.
В целом же до сих пор остается невыясненным, насколько
широко и к избытку многих ли тяжелых металлов могут
адаптироваться почвенные микроорганизмы.
108

Несмотря на это, разрабатываются или уже опубликованы
первые рекомендации по нормированию тяжелых металлов в почве по
микробиологическим тестам [Перцовская, Перелыгин, 1980; Гузев,
Левин, 1982; и др.], В качестве простых и чувствительных тестов
обычно предлагается активность тех или иных ферментов.
Многолетние исследования Г.А. Ниязовой и СВ. Летуновой [1986]
указывают на принципиальную возможность использования азотфик-
сирующей способности почв в качестве показателя для нахождения
ПДК тяжелых металлов в почве.
Как нам представляется [Ильин, 1982, 1986], совместные
исследования микробиологов и почвоведов могли бы привести к
разработке ПДК тяжелых металлов (для почвы) на основании
первичной реакции наиболее чувствительных, мало способных к
адаптации и в почвенном отношении наиболее важных представителей
микрофлоры. В этом случае контроль за загрязнением почвы был
бы жестким, что позволило бы сохранить ее нативные свойства и
естественное плодородие.
Большое внимание нормированию тяжелых металлов в почве
уделено почвоведами и агрохимиками. Известно, что техногенное
загрязнение оказывает влияние не только на биоту почв, но и на
их физические, физико-химические и химические свойства.
Однако, как легко предположить, наиболее информативными среди них
будут сведения о содержании тяжелых металлов.
В основу имеющихся сейчас разработок ПДК [Tietjen, 1976 —
цит. по: Рэуце, Кырстя, 1986; Kloke, 1980] положены сведения о
валовом содержании тяжелых металлов в почве. В первом случае
за предельно допустимую концентрацию принят верхний предел
содержания тяжелых металлов, обнаруженный в нормальной почве.
Исключение составили Hg и Cd, ПДК которых в 5 раз выше
верхнего нормального содержания (табл. 73). Во втором,
хронологически более позднем, за основу взяты обычные содержания тяжелых
металлов в почве и для некоторых из них, например, для As, Mo,
Ni за ПДК принят верхний предел. Для большинства же тяжелых
металлов допускаются ПДК, превосходящие верхнюю норму в
несколько раз. Предполагается, что такие ПДК обеспечат получение
гигиенически чистой растительной продукции.
Практическое воплощение этой идеи, на наш взгляд, чревато
неприятными последствиями. Как можно судить по данным
табл. 74, верхний предел содержания приоритетных
элементов-загрязнителей (As, Hg, Cd) превосходит нижний в 100 раз и более.
Как правило, небольшое количество тяжелых металлов свойственно
почвам с низким содержанием гумуса и глинистых частиц. Такие
почвы обладают незначительной буферной способностью и потому
их возможности по инактивации техногенных тяжелых металлов
очень ограниченны. В наших опытах [Ильин, Степанова, 1980]
внесение в малобуферную дерново-подзолистую супесчаную почву
доз Cd, равных 1 и 5 мг/кг (при валовом содержании этого
металла в почве 0,9 и количестве подвижной формы 0,05 мг/кг), приво-
109

Таблица 73
Предельно допустимые количества тяжелых металлов в почве,
мг/кг
Элемент
по Tietjen
Концентрация в
нормальной почве
пдк
по Kloke
Обычное
содержание в почве
ПДК
As
Cd
Со
Сг
Си
Hg
Mo
Ni
Pb
Sb
Se
Sn
Tl
Ti
V
Zn
Zr
1-50
0,01-1
1-50
1-100
2-100
0,01-1
0,2-10
1-100
0,1-100
—
0,1-10
—
—
—
—
10-300
—
50
5
50
100
100
5
10
100
100
10
300
0,1-20
0,01-1
1-10
2-50
1-20
0,01-1
0,2-5
2-50
0,1-20
0,01-0,5
0,01-5
1-20
0,01-0,5
10-5000
10-100
3-50
1-300
20
3
50
100
100
2
5
50
100
5
10
50
1
5000
100
300
300
дило к опасному загрязнению не только надземных вегетативных
органов, но и зерна пшеницы.
В ФРГ проведена ревизия ПДК, разработанных А. Клоке. На
основании результатов 25-летнего использования осадка сточных
вод под сельскохозяйственные культуры Ф. Тиммерман и В. Шолль
[Timmermann, Scholl, 1987] сочли необходимым ужесточить
существующие в стране нормативы: считать предельно допустимым
валовое количество в почве Zn равное 150—200, Си — 60, Ni — 50,
Cd — 2 мг/г. Ужесточение ПДК распространяется на кислые
почвы с невысокой буферной способностью, а также в случае
выращивания растений, способных аккумулировать тяжелые металлы в
повышенном количестве. По мнению У. Гермса [Herms, 1987], еще
большее снижение ПДК необходимо сделать в случае подкисления
почвы: при рН 5 толерантное валовое количество не должно
превышать у Cd 0,3, у Zn — 40, у Ni — 50 мг/кг.
В СССР в качестве ПДК тяжелых металлов в почве
предлагается несколько вариантов. Так, В.П. Цемко с соавторами [1980]
допускает увеличение содержания тяжелых металлов в почве до
уровня двух кларков, что обеспечивает сохранение ее, по мнению
авторов, в группе незагрязненных почв. Однако ориентация на
кларки, представляющие собой среднее содержание тяжелых
металлов в породах (почвах) мира или крупного региона,
малоперспективна, поскольку в данном случае исчезают локальные
особенно

Таблица 74
Шкала экологического нормирования тяжелых металлов (по валовому
содержанию) для геохимической ассоциации почв со слабокислой и кислой
реакцией, мг/кг возд.-сух. почвы [Обухов, Ефремова, 1988]
Градация
HgHCd
Си
РЬ
Ni
Zn
Уровень содержания:
очень низкий
низкий
средний
повышенный
высокий
очень высокий
овень загрязнения:
низкий (ПДК)
средний
высокий
очень высокий
<0,05
0,05-0,10
0,10-0,25
0,25-0,50
0,50-1,00
1-2
1-2
2-5
5-10
>10
<5
5-15
15-50
50-80
80-100
100-150
100-150
150-250
250-500
>500
<5
5-10
10-35
35-70
70-100
100-150
100-150
150-500
500-1000
>1000
<10
10-20
20-50
50-70
70-100
100-150
100-150
150-300
300-600
>600
<15
15-30
30-70
70-100
100-150
150-200
150-200
200-500
500-1000
>1000
ности химического состава объектов исследования. Это
обстоятельство было учтено в работе Э.П. Маханько с соавторами [1987], в
которой в качестве ПДК предлагается удвоенное местное фоновое
содержание тяжелых металлов в почвах. В этом случае удвоенный
фон у многих, если не у всех, тяжелых металлов окажется в
пределах естественных флуктуации их валового содержания. При столь
жестком контроле, по-видимому, должны сохраниться все
важнейшие нативные свойства почвы и, как следствие этого, ее
естественное плодородие.
Нормирование валового содержания тяжелых металлов в почвах
с кислой реакцией среды выполнено А. И. Обуховым и Л .Л.
Ефремовой [1988]. Оно охватывает весь возможный диапазон
концентраций шести тяжелых металлов в почвах, имеющих рН 4—6 с
преобладанием окислительной обстановки (табл. 74). Для обсуждаемой
в монографии проблемы больший интерес представляет нижняя
половина таблицы. Судя по приведенным в ней данным, количество
тяжелых металлов, характеризующее низкий уровень загрязнения
почвы, рассматривается авторами как предельно допустимое. Оно
примерно в 3—10 раз выше фонового содержания, которое
встречается в незагрязненных почвах Нечерноземья. Авторы не относят
рекомендованные ПДК к жестким нормативам. Вместе с тем они
считают, что их превышение отрицательно скажется на растениях
и качестве почвенно-грунтовых вод.
Подход к нормированию загрязнения по валовому содержанию
тяжелых металлов в почве следует рассматривать как сугубо
ориентировочный. У него есть как положительные, так и
отрицательные стороны. К положительным моментам можно отнести
сравнительную простоту получения этого теста и большую гарантию
сохранения в безопасности пищевой цепи, к отрицательным — невы-
111

Таблица 75
Предельно допустимое содержание подвижной формы
тяжелых металлов в почве (проект), мг/кг [Чулджиян
и др., 1988]
емент
Hg
Cd
Со
Сг
Sb
As
Содержание
0,1
1
12
15
15
15
Элемент
1 Ni
Си
РЬ
Zn
V
Мп
Содержание
36
50
60
60
80
600
сокую коррелятивную связь между валовым содержанием тяжелых
металлов в почве и их накоплением в растениях. Адекватное
отражение состояния растений через валовое количество тяжелых
металлов [Химия тяжелых металлов..., 1985] начинается только при
высокой концентрации, превышающей фон в 50—100 раз.
Только как грубое ранжирование рассматривает А. Финк [Finck,
1982] нормативы, в основу которых положено валовое содержание
тяжелых металлов. По его мнению, для защиты почв от
загрязнения требуется разработать шкалы подвижных форм.
Среди почвоведов и агрохимиков, занимающихся обсуждаемой
проблемой, существует твердое убеждение, что более объективную
оценку загрязнения можно получить при определении в почве
содержания подвижной формы тяжелых металлов [Ильин,
Степанова, 1979; Важенин, 1982; Koster, Merkel, 1982; Зырин, Обухов,
1983; и др.].
Однако даже единодушное признание такой необходимости не
уменьшит трудностей, с которыми столкнутся исследователи.
Главная из них — выбор экстрагента. Казалось бы, сделать это
довольно легко, поскольку для многих тяжелых металлов, которые при
фоновом содержании давно именуются микроэлементами,
опробованы экстрагенты и разработаны шкалы обеспеченности почв
подвижной формой. Однако едва ли это возможно, так как при
техногенном загрязнении почв необходимо решать несколько иные
задачи, чем в классической агрохимии. При загрязнении почв
тяжелыми металлами требуется определять, по нашему мнению, не
столько условно доступное количество тяжелого металла (что
достигается использованием "мягких" растворителей), сколько его
ближайший резерв (для чего пригодны более "жесткие"
экстрагенты). Такой подход позволяет предвидеть размер возможного
усиления потока тяжелых металлов из почвы в растения в
экстремальных условиях, например, при выпадении кислотного дождя или при
интенсивной минерализации гумуса, когда в усвояемую форму
станет переходить дополнительное количество элемента-загрязнителя.
Относительно наиболее приемлемого экстрагента существует
много точек зрения. Однако в настоящее время предпочтение отда-
112

Таблица 76
Концентрация тяжелых металлов в почве, ведущая к превышению их ПДК в
растительном корме [Зырин и др., 1985]
Почва
Дерново-подзолистая неокульту-
ренная
Дерново-подзолистая
окультуренная
Чернозем
Содержание подвижной
формы (ААБ, рН 4,8),
мг/кг сухой почвы
са Г
2,0
2,5
5,5
Pb
150
650
—
Zn
85
80
115
ПДК в растительном
корме, мг/кг сухой
массы (по
литературным данным)
Cd
3
3
3
Pb
10
10
10
Zn
300
300
300
ется 1 н. раствору НС1 [Важенин, 1983; Ильин, 19856; Каплунова,
Большаков, 1987; Чулджиян и др., 1988], главным образом потому,
что он оказался наиболее универсальным и с его помощью можно
определить ближайший резерв тяжелых металлов.
В результате работы ученых Чехословакии подготовлен проект
предельно допустимого содержания подвижной формы тяжелых
металлов (экстрагент 1 н. НС1) в почве (табл. 75) для обеспечения
гигиенических норм в получаемой растительной продукции.
Считается также перспективным ацетатно-аммонийный буфер.
С его помощью Н.Г. Зырин с сотрудниками [1985] разработал
градации содержания в почве подвижной формы нескольких тяжелых
металлов, с которого начинается опасное для здоровья загрязнение
корма (табл. 76).
Поиск экстрагентов, обеспечивающих тесную связь между
содержанием тяжелых металлов в почве и растениях, не дал пока,
как показывает опыт, обнадеживающих результатов. Растворители
оказались очень селективными, у них отсутствует важное для
практики качество — универсальность. Так, в исследованиях
В. Кестера и Д. Меркеля [Koster, Merkel, 1982] изучалась
пригодность различных экстрагентов (растворы нейтральных солей, комп-
лексирующих соединений, кислот) для извлечения из почвы
подвижной формы тяжелых металлов. Сильную корреляцию между
содержаниями Zn в почве и растениях обеспечивают нейтральные
соли, слабую — кислоты, тоща как для Cd одинаково сильную
корреляцию дали все группы экстрагентов.
Представляет практический интерес определение не одной, а
нескольких форм тяжелых металлов, накопленных в почве. И.Г.
Важенин [1982] рекомендует для целей нормирования иметь сведения
о четырех показателях: валовом количестве тяжелых металлов и об
их концентрации в воде, ацетатно-аммонийном буфере (рН 4,8) и
1н НС1.
В ФРГ была проведена апробация 23 экстрагентов — растворов
кислот, щелочей, солей, буферных смесей, солей с комплексирую-
113

щими свойствами [Rietz, Sochting, 1981], с широким диапазоном
рН — от 0,0 до 11,05. Растворы кислот и комплексообразователей
извлекали тяжелых металлов значительно больше, чем растворы
щелочей и солей. Мобильность Cd при использовании почти всех
экстрагентов была гораздо выше, чем Zn и РЬ. Полученные
результаты однако не позволили авторам сделать какие-либо
практические рекомендации.
Многоступенчатое экстрагирование тяжелых металлов из
загрязняемой почвы, например, по схеме, предложенной У.П.
Миллером с соавторами [Stevenson, 1986], едва ли сможет найти широкое
практическое применение из-за своей громоздкости и трудоемкости
операций. Оно более полезно для углубленного изучения
результатов превращения тяжелых металлов в почве.
Помимо указанных, имеются и принципиально иные подходы к
нормированию тяжелых металлов. X. Чулджиян с соавторами
[1988] отмечают, что в США предложен так называемый "сорбци-
онный" критерий, согласно которому на долю тяжелых металлов
должно приходиться не более 5 % катионобменной емкости почвы.
Допускается и более высокая насыщенность почвенного
поглощающего комплекса тяжелыми металлами — до 10 % от емкости
обмена [Gilly, 1976, цит. по: Рэуце, Кырстя, 1986].
Наша собственная позиция по нормированию тяжелых металлов
в почве изложена в ряде публикаций [Ильин, 1982, 1985; Ильин,
Степанова, 1979]. Она содержит несколько основных положений,
которые рекомендуется учитывать при разработке ПДК: 1)
функциональная многозначность почвы (почва — природное тело,
компонент — биогеоценоза, почва — средство и объект
сельскохозяйственного использования, почва — среда обитания); 2) наличие в
почве и растениях механизмов защиты пищевых цепей от избытка
токсичных ионов; 3) повышенная защищенность от тяжелых
металлов органов запасания ассимилятов (семян, плодов, корне- и
клубнеплодов и т.д.); 4) более быстрая реакция микрофлоры по
сравнению с органоминеральным субстратом почвы на появление
избыточного количества тяжелых металлов; 5) значительно большая
информативность содержания в почве подвижной формы тяжелых
металлов по сравнению с их валовым количеством, способность
подвижной формы адекватно отражать реакцию микрофлоры на
избыток тяжелых металлов в среде обитания.
С учетом перечисленного было разработано нормирование
содержания тяжелых металлов в почве (табл. 77).
Согласно этому нормированию признается существование почв,
в разной степени загрязненных тяжелыми металлами, отчего
нормирование должно преследовать разные цели.
Почвы, только начавшие загрязняться, должны быть
подвергнуты особо жесткому контролю для полного сохранения их нативных
свойств. Это обеспечит нормальное функционирование почвы как
компонента биогеоценоза и сохранит его естественное плодородие.
В данном случае наиболее целесообразно использование
микробиологического теста. Под ним следует понимать количество и (или)
114

Я"
s
ч
vo
ев
н
§
i
s
s
1
I
s
I
s
s
a
s
i
Б
О
С
I
о
li
s s
&

активность наименее толерантных к тяжелым металлам и в то же
время важных для жизни почвы видов или групп микроорганизмов.
Пока такого теста нет и для охраны почвы от техногенного
загрязнения предлагаются менее чувствительные и биологически не
обоснованные критерии — предельно допустимое валовое
количество в ней тяжелых металлов. Пригодность таких ПДК была
рассмотрена выше.
На территориях, прилегающих к источникам загрязнения,
почвенный покров содержит тяжелые металлы в количестве,
превышающем ПДК в десятки и сотни раз. Местные почвы,
по-видимому, частично или полностью утратили некоторые из своих свойств,
но сохранили достаточное плодородие. В этом случае нормирование
может преследовать две цели: агрономическую и
санитарно-гигиеническую (ветеринарно-гигиеническую в случае с животными).
Агрономическая цель нормирования состоит в том, чтобы
связать урожай с содержанием в почве тяжелых металлов
(правильнее, с концентрацией их подвижной формы). В идеале найденная
ПДК должна обеспечить получение экономически оправданного
размера урожая. В этом плане уже накоплен значительный
фактический материал, показывающий снижение урожая различных
культур при изменении содержания тяжелых металлов в среде
обитания (почве, субстрате, водном растворе). Однако конструктивных
предложений сделано еще немного.
Существование обратной связи между содержанием тяжелых
металлов в почве и урожаем учитывается, например, румынскими
исследователями при классификации степени загрязнения почв
[Rauta, Carstea, 1986]:
Степень загрязнения почвы Снижение урожая
и(или) его
качества, %
Практически не загрязненные <5
Слегка загрязненные 6—10
Средне загрязненные 11 —25
Сильно загрязненные 26—50
Очень сильно загрязненные 51—75
Чрезмерно загрязненные > 75
К сожалению, упомянутые авторы не разъясняют, какой смысл —
гигиенический или экономический или оба вместе — они
вкладывают в свои градации. Такую подробность следует считать важной,
так как на загрязняемых почвах возможна ситуация, когда
возделывание сельскохозяйственной культуры гигиенически еще
допустимо, но экономически уже невыгодно.
Учет величины и гигиенического качества урожая использован в
классификации Л.К. Садовниковой и Н.Г. Зырина [1985].
Содержание тяжелых металлов в почве оценивалось по следующим
градациям: толерантное — не ведущее к негативным последствиям в
растительном организме; 2) сублетальное — снижающее урожай
вегетативной или репродуктивной части на 10 %; 3) летальное —
U6

приводящее к частичной или полной гибели растений; 4) не
приводящее к превышению ПДК в растительной продукции; 5)
критическое — приводящее к превышению ПДК в растительной
продукции.
Аналогичный подход применили Р.И. Первунина с соавторами
[1987] для нормирования валового количества Cd в почве.
Различают три уровня содержания этого металла: 1) допустимый (1—5
мг/кг почвы) — приводящий к накоплению кадмия в кормах или
растительной пище в количестве, не превышающем норму ВОЗ;
2) критический (20—50 мг/кг) — вызывающий снижение урожая
на 10 %; 3) летальный (50—100 мг/кг) — вызывающий гибель
растений.
Следует отметить, что согласно многим исследованиям
пороговым следует считать снижение урожая на 15—20 %, поскольку
при этом происходит важное в гигиеническом плане событие —
накопление тяжелых металлов в поедаемой части растений выше
ПДК.
Санитарно (ветеринарно) -гигиеническое нормирование имеет
целью сохранение в получаемой растительной продукции
неопасного для здоровья человека (животных) количества тяжелых
металлов. Идея ПДК тяжелых металлов в почве для прогнозирования
качества растительной продукции выглядит очень привлекательно,
однако ее осуществление кажется не только трудно выполнимым,
но и скорее всего ненужным. Дело в том, что разработанные с этой
целью ПДК (как правило, при малом разнообразии внешних
условий) не могут быть, если их не сделать чрезмерно жесткими,
пригодными для любых природных условий. Загрязненность
растительной ткани тяжелыми металлами целесообразно определять
непосредственно. В этом случае выводы будут отличаться высокой
надежностью. В настоящее время данное направление признано
наиболее перспективным. Критерием оценки при этом служат
санитарно (ветеринарно) -гигиенические нормативы.
При санитарно-гигиеническом контроле обычно нормируется
или содержание тяжелого металла в продуктах питания, или
суточная норма его потребления одним человеком. Аналогичный подход
используется при ветеринарно-гигиеническом нормировании.
Разработка санитарно (ветеринарно)-гигиенических ПДК (или
суточных норм) тяжелых металлов — сложное и трудоемкое дело,
отчего готовых рекомендаций еще недостаточно как по отдельным
тяжелым металлам, так и по видам растительной продукции. Более
того, ПДК, принятые в разных странах, часто не совпадают
вследствие различия в подходах при их разработке. Учитывая это, мы
поместили в книге несколько .разработок зарубежных авторов,
которые могут оказаться полезными для читателей. Они не
равнозначны по объему и касаются разных объектов.
В разработке бельгийских ученых М. Верлу с соавторами
[Verloo et al., 1982] сделана попытка связать урожай трав с
насыщенностью их тканей тяжелыми металлами. Однако приведенный
уровень снижения урожая на 50 % имеет скорее познавательное,
117

Таблица 78
Нормальное и фитотоксичное содержание тяжелых металлов в траве,
мг/кг сухой массы [Verloo et al., 1982]
Элемент
Fe
Mn
Zn
Cu
Mo
Нормальное
50-250
25-250
25-150
6-15
0,5-5
Фитотоксичное,
снижающее урожай
на 50%
1
>500
>400
>20
"""
Элемент
1 Со
N1
Pb
Cr
1 Cd
Нормальное
0-2
0-8
2-14
0-0,5
0-2
Фитотоксичное,
снижающее урожаи
на 50%
>100
>80
>60
>100
>100
нежели практическое значение, так как такие травы загрязнены
тяжелыми металлами выше гигиенической нормы. В растениях,
еще сохранивших свою продуктивность наполовину, уже
накапливается чрезвычайно высокое количество такого опасного
токсиканта, как Cd — до 100 мг/кг и более (табл. 78). Таким образом,
лишь в случае возделывания несъедобных культур, например
технических, допуск столь большого снижения урожая возможен.
Обобщая западно-европейские материалы, Д. Зауербек
[Sauerbeck, 1982] преследовал цель — показать связь
концентраций тяжелых металлов, накопленных в надземной части растений,
с урожаем, определить границы их предельного содержания. По его
мнению, "растительно-физиологический" аспект загрязнения
окружающей среды тяжелыми металлами представляет большой прак-
Таблица79
Снижение урожая сельскохозяйственных культур (в % к контролю) в зависимости
от содержания (в мг/кг сухой массы) в них кадмия [Sauerbeck, 1982]
Культура
Число
опытов
Влияние на урожай
минимальное
%
мг/кг
максимальное
%
мг/кг
Зерновые
Кукуруза
Бобы, горох
Подсолнечник
Картофель
Капуста
Томаты
Морковь, сельдерей
Салат
Рапс, редис
Клевер
Трава
21
13
15
2
1
9
5
3
9
8
7
9
5
8
0
| 20
0
0
0
0
0
5
5
5
7
0,7
ПО
30
35
16
50
8
10
11
64
41
20
50
7
10
45
12
40
25
44
50
69
86
3
96
16
16
22
11
15
75
8
40
118

Рис. 18. Зависимость урожая
шпината от содержания кадмия в ^^0
растениях [Sauerbeck, 1982].
. — результаты опытов.
Урожай, %
.20%-е сни-
. жение
6,1 23,5
Cd, мг/кг сухой массы
тическии интерес, в
частности потому, что растения
сами страдают от их избытка, в
итоге снижая урожай.
Экономическая сторона этой
проблемы практически не
рассмотрена. Основное внимание
обращается на гигиеническую
пригодность продукции, т.е.
на содержание в ней
тяжелых металлов.
Известно, что степень угнетения разных культур одной и той
же концентрацией тяжелого металла неодинаковая. Об этом
свидетельствуют результаты обобщения литературных данных
(табл. 79), выполненное Д. Зауербеком [Sauerbeck, 1982].
Обращает на себя внимание противоречивость связей между
насыщенностью растительной массы Cd и урожаем некоторых культур, что,
по-видимому, обусловлено влиянием других, помимо тяжелого
металла, факторов. Данный случай служит предостережением от
разработки нормативов по результатам малого числа опытов и
указывает на необходимость проведения широких испытании.
Многими опытами, в которых изучалось влияние возрастающих
доз тяжелых металлов на урожай сельскохозяйственных культур,
показано, что его снижение по достижении "границы (порога)
токсичности" происходит не линейно, а по экспоненте. В системе
координат по результатам опытов нетрудно найти концентрацию
тяжелого металла, снижающую урожай на определенную величину.
Выбор последней диктуется конкретными практическими
соображениями. Как пример поиска нужной информации, можно привести
данные о влиянии содержания Cd в листьях шпината на его
урожай [Sauerbeck, 1982]. Снижение урожая (рис. 18) началось при
содержании Cd в сухой массе шпината, близком к 9 мг/кг, тогда
как 20 %-е его падение было вызвано накоплением тяжелого
металла в растительной ткани, равным 23,5 мг. Сопоставляя эти
данные с гигиеническими нормами, следует заключить, что при
20 %-м снижении урожая шпинат становится опасным для
потребления.
При наличии различной толерантности культурных растений к
накопленному избытку тяжелых металлов возможны две
неодинаковые по последствиям ситуации.
Первая из них — благоприятная — возникает тогда, когда
чувствительность сельскохозяйственной культуры к избытку тяжелых
металлов высокая и последние начинают оказывать негативное воз-
119

Таблица 80
Границы токсичности (для урожая) концентраций тяжелых металлов в
сельскохозяйственных культурах [Sauerbeck, 1982]
Элемент
Hg
Сг
Cd
Pb
Со
Предельное
содержание
металла,
мг/кг сухой
массы
0,5-1
1-2
5-10
10-20
10-20
Количество

литературных
источников
15
16
112
22
14
Элемент
Си
N1
Т1
Zn
Предельное
содержание
металла,
мг/кг сухой
массы
15-20
20-30
20-30
150-200
Количество

литературных
источников
57
SS
9
57
действие на рост и развитие растений в концентрациях, еще без-г
опасных для здоровья человека и животных.
Другая ситуация — неблагоприятная — возникает в том
случае, когда растения толерантны к такому избытку тяжелых
металлов в своих тканях, который рассматривается как безусловно
опасный для здоровья человека и животных.
Сельскохозяйственные культуры по степени толерантности к
избытку тяжелых металлов в среде обитания сильно различаются. На
этой основе составлены ряды устойчивости, группы толерантности
и т.д. Обычно основанием для ранжирования служат результаты
вегетационных опытов без корректировки их в полевых условиях,
что заставляет относиться к подобного рода сведениям критически.
Таблица 81
Нормальное и "критическое" содержание тяжелых
металлов в молодых растениях ячменя, мг/кг сухой
массы
Металл
Hg
Со
Cd
Сг
N1
Т1
Си
РЬ
Zn |
Нормальное
0,02
0,5
<0,5
0,3
2
<0,5
11
2
60
Критическая
область для
растений
2-5
3-9
6-10
5-20
11-13
11-45
14-25
20-35
120-130 |
Критическая
средняя
3
6
8
10
11
20
20
35
200
120

Таблица 82
Допустимые количества тяжелых металлов в продуктах
питания по нормам органов здравоохранения ФРГ, мг/кг
сырой массы [Hoffman, 1982]
Пища
Листовые овощи
Стеблевые »
Плодовые »
Корневые »
Семечковые фрукты
Косточковые »
Ягоды
Зерновые культуры
Картофель
РЬ
1,2
1,2
0,2
0,5
0,5
0,5
0,5
0,5
0,2
Cd
0,1
0,1
0,1
0,05
0,05
0,05
0,05
0,1
0,1
Hg
—
—
—
—
—
—
0,03
0,02
В настоящее время имеются разработки границ токсичности
тяжелых металлов для урожая сельскохозяйственных культур. Одна
из них, предложенная Д. Зауербеком [Sauerbeck, 1982 j, несмотря
на свой общий вид и отсутствие дифференциации культур по их
реакции на избыток тяжелых металлов, представляет интерес
(табл. 80). Из приведенных им данных следует, что наиболее
ядовитыми для сельскохозяйственных культур являются Hg и Сг,
наименее — Zn. Снижение урожая при загрязнении почв Hg
начинается при достижении концентрации этого металла в растениях
0,5—1 мг/кг сухой массы, тоща как аналогичный эффект от Zn
возможен только при содержании его в растениях 150—200 мг/кг.
Угнетающее влияние тяжелых металлов на процессы метаболизма
(о чем можно судить по урожаю) начинается при их
концентрациях в растительной массе, вызывающих настороженность с
гигиенической точки зрения.
Поиск "критических" концентраций тяжелых металлов в
растительных тканях для урожая сельскохозяйственных культур вели
английские исследователи Р. Дэвис, П. Бекетт и другие [Beckett,
Davis, 1977; Davis, Beckett, 1977; MacNicol, Beckett, 1985]. В
качестве опытного растения для вегетационных опытов они брали
ячмень (на ранних фазах развития), а "критической" считали
концентрацию, снижавшую урожай надземной массы на 10 %.
Найденные ими "критические" концентрации (табл. 81) могут служить
ориентировочным сравнительным материалом, поскольку будет
неправильно полностью переносить реакции молодого ячменя на
другие сельскохозяйственные культуры. На это, в частности,
указывает сопоставление "критических областей" Р. Дэвиса и П. Бекетта с
"границами токсичности" Д. Зауербека (который обобщил опыты с
разными сельскохозяйственными культурами): наряду с полным
совпадением выявляется и большое различие. Особенно оно касается
таких опасных металлов, как Hg и Сг. Вновь приходится
констатировать, что концентрация тяжелых металлов, на этот раз ртути и
121

Т а б л и ц а 83
Допустимые остаточные количества (ДОК) химических элементов в пищевых
продуктах, мг/кг [Найштейн и др., 1987]
Элемент

Рыбопродукты

Мясопродукты
Молочные
продукты
Хлебные и
зерновые
продукты
Овощи
Фрукты
Соки,
напитки
Hg
Cd
Pb
As
Си
Zn
Fe
Sn
Sb
Ni
Se
Cr
Al
F
J
5,0
0,1
1.0
1,0
10,0
40,0
30,0
200,0
0,5
0,5
1.0
0,3
30,0
10,0
2,0
0,03
0,05
0,5
0,5
5,0
40,0
50,0
200,0
0,1
0,5
1.0
0,2
10,0
2,5
1,0
0,005
0,01
0,05
0,05
0,5
5,0
3,0
100,0
0,05
0,1
0,5
0,1
1,0
2,5
0,3
0,01
0,02
0,2
0,2
5,0
25,0
50,0
—
0,1
0,5
0,5
0,2
20,0
2,5
1.0
0,02
0,03
0,5
0,2
10,0
10,0
50,0
200,0
0,3
0,5
0,5
0,2
30,0
2,5
1,0
0,01
0,03
0,4
0,2
10,0
10,0
50,0
100,0
0,3
0,5
0,5
0,1
20,0
2,5
1,0
0,005
0,02
0,4
0,2
5,0
10,0
15,0
100,0
0,3
0,3
0,5
0,1
10,0
2,5
1,0
кадмия, в растительной ткани, которая приводит к небольшому (на
10 %) снижению урожая ячменя, с гигиенических позиций должна
рассматриваться уже как неблагоприятная для здоровья человека.
Здоровье человека, а также домашних животных охраняется
нормами содержания тяжелых металлов в поедаемой части
растений или нормами потребления их в сутки (за неделю). Существуют
общие допустимые нормы потребления тяжелых металлов,
рекомендованные Всемирной организацией здравоохранения (ВОЗ). Во
многих странах разработаны национальные нормативы. В качестве
примера нормирования тяжелых металлов в продуктах питания
Таблица 84
Среднее недельное потребление тяжелых металлов с овощами и картофелем
жителями ФРГ, мкг [Schelenz, Boppel, 1982]
Элемент
As
Cd
Hg
Pb
Овощи
подготовленные
невареные
0,70
2,40
0,14
6,00
вареные
0,60
2,48
0,16
6,00
Картофель вареный
очищенный -
посоленый
0,76
28,6
1,17
29,9
"в мундире"
0,78
37,7
0,26
333
Допустимое
недельное
потребление
по рекомендации
воз
26000
400-500
300
3000
122

приведем разработку медиков-гигиенистов ФРГ (табл. 82).
Сопоставление допустимых норм содержания тяжелых металлов в
растительной пище ФРГ и СССР (см. табл. 83) показывает, что у них
есть и сходство, и различие. Особенно велико различие в
нормирование Cd: в ФРГ норма этого металла в овощах в 3 раза выше, чем
в СССР. Исследования показывают, что принятое в СССР
допустимое остаточное количество Cd (ДОК), равное 0,03 мг/кг сырой
массы овощей и картофеля, достигается при техногенном
загрязнении почв очень быстро. В первую очередь это касается территорий,
загрязняемых предприятиями цветной металлургии, рудниками по
добыче полиметаллических руд. По данным В. Эрнста [Ernst,
1972], за 3 года работы цинкоплавильного завода возле г.Мюнстера
(ФРГ) валовое содержание Cd в почве на расстоянии 1200 м от
предприятия возросло с 0,3 до 17,0 мг/кг. Такое количество
металла в почве способно сделать непригодными к употреблению
многие выращенные культуры.
Представляет интерес современное потребление тяжелых
металлов с растительной пищей населением промышленно развитых
стран, в которых проблема загрязнения окружающей среды стоит
особенно остро. У жителей ФРГ, например, потребление этих
веществ с овощами и картофелем еще далеко до критического
предела (табл.'84). Приведенные данные не относятся к сильно
загрязненным территориям. В растительных же продуктах, которые
производятся в радиусе 2,5—3 км от металлургических предприятий и
потребляются местным населением, рекомендованные ВОЗ нормы
РЬ и Cd уже превышены [Vetter et al., 1974].
Почвенно-агрохимическое нормирование имеет большие
перспективы в мониторинге почвенного покрова загрязняемых
территорий. На уже загрязненных, но используемых в сельском хозяйстве
землях, приоритетным является санитарно(ветеринарно)
-гигиенический контроль.
Нормирование токсичных ингредиентов в объектах окружающей
среды становится важным разделом многих научных дисциплин.
Успешное его осуществление имело бы большое социальное
значение. Вместе с тем было бы ошибочным фетишировать полученные
ПДК, в этом отношении следует прислушаться к мнению В. Эйхле-
ра [1985], который писал: "Я отнюдь не считаю, что установление
пороговых величин не имеет смысла, но я остаюсь при своем
мнении, что эти "допустимые нормы" устанавливаются произвольно и
имеют значение лишь как опорные точки сравнительных оценок"
(с. 144).
♦
♦ ♦
Нормирование тяжелых металлов в почвах и растительности
является важным разделом мониторинга окружающей среды,
попавшей под техногенное воздействие. В случае с почвами оно должно
исходить из многообразия их функций (почва — природное тело,
объект и средство производства, среда обитания), в случае с расте-
123

ниями — учитывать агрономический (урожай) и санитарно(ветери-
нарно)-гигиенический (качество урожая, точнее содержание в нем
тяжелых металлов) аспекты в производстве растительной
продукции. Разрабатываемые ПДК тяжелых металлов позволяют
проводить сравнительную оценку состояния загрязненности почв и
растений, осуществлять прогноз, выполнять необходимые охранные
мероприятия.
Современное состояние с нормированием тяжелых металлов в
почвах и растениях нельзя назвать удовлетворительным из-за
недостаточной разработанности принципа нормирования и, как
следствие этого, слабой обоснованности рекомендованных нормативов.
Особенно это относится к наиболее токсичным элементам — Hg,
Cd, As.
ГЛАВА6
СПОСОБЫ ДЕТОКСИКАЦИИ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ,
ТЕХНОГЕННО НАКОПЛЕННЫХ В ПОЧВЕ
Во избежание необходимости детоксикации почв от тяжелых
металлов следует организовать хозяйствование таким образом,
чтобы если не ликвидировать, то значительно сократить объемы
поступления токсикантов в окружающую среду. Для промышленных
предприятий это можно достичь внедрением новых технологий и
улавливателей выбросов, для автотранспорта — использованием
добавок к топливу, не содержащих тяжелого металла, или вообще
переходом на альтернативное горючее и т.д.
Очевидные успехи в этом направлении уже имеются. И даже
когда удастся существенно ограничить поступление тяжелых
металлов в окружающую среду, значительные площади
сельскохозяйственных угодий, территории населенных пунктов, ранее
загрязненные, будут постоянно требовать к себе повышенного внимания.
По мнению P.P. Брукса [1982], проблема Cd, например, может
сохраняться несколько десятилетий, прежде чем количество этого
металла снизится до допустимого уровня.
Почва как природное тело обладает определенной способностью
к самоочищению: поступающие в нее материалы антропогенного
происхождения с течением времени разрушаются и разлагаются.
При небольшом загрязнении тяжелыми металлами почва в
состоянии переводить их в малоактивную форму, делая тем самым
безопасным существование почвенной биоты и возделывание
сельскохозяйственных культур.
Однако защитные возможности почвы ограничены, особенно
если она малогумусная и обладает легким гранулометрическим сбста-
вом. Появляется необходимость в оказании ей помощи с тем, чтобы
использовать ее плодородие в хозяйственных целях. Основной
124

смысл такой помощи заключается в инактивации избыточных
тяжелых металлов, в ослаблении их атаки на живые организмы в
целом, в уменьшении их содержания в сельскохозяйственных
культурах в частности.
К рекомендуемым приемам детоксикации избытка тяжелых
металлов в почве относятся внесение извести и применение
органических удобрений.
При известковании почвы поступление тяжелых металлов в
растения уменьшается. Этому может быть несколько объяснений:
1) вследствие возрастания рН тяжелые металлы выпадают из
почвенного раствора в осадок в виде гидрооксидов, карбонатов и
фосфатов; 2) в результате возрастания рН и содержания в почве Са2 +
уменьшается способность корней растений к поглощению ряда
тяжелых металлов, в частности РЬ; 3) известкование
благоприятствует образованию комплексов органических веществ почвы с
тяжелыми металлами [Lagerwerff, 1972].
Данные о подвижности тяжелых металлов в различных
природных обстановках, неодинаковых по кислотно-щелочным и
окислительно-восстановительным условиям (табл. 85), свидетельствуют,
что не для всех тяжелых металлов изменение рН почвы путем
известкования может стать решающим фактором ограничения их
подвижности: такие опасные токсиканты, как As и Cd, сохраняют
подвижность на одном и том же уровне в широком диапазоне
условий. То же самое можно сказать о Sr.
Дозы извести, необходимые для инактивации тяжелых
металлов, зависят от кислотности и величины рН, соответствующей
наименьшей подвижности элементов — загрязнителей. Как показано
выше, у разных металлов она различная. При повышении рН
уменьшается подвижность Hg, Cd, Pb, Zn, Cu, Ni, Сг и, напротив,
возрастает мобильность Mo, As, Se, Сг. По данным Ю.В. Алексеева
[1987], известкование загрязненной хромом почвы не снижало
концентрацию в растениях его 6-валентной, наиболее токсичной,
формы, а количество 3-валентной формы увеличивало.
В случае загрязнения почвы Mo, As, Se известкование
противопоказано, необходимо подкисление. Однако практические
разработки на этот счет пока отсутствуют.
Относительно доз внесения известьсодержащих материалов
существует две точки зрения. Одна из них сводится к тому, что для
практических целей достаточно нейтрализовать обменную
кислотность. Согласно другой, необходимо более глубокое подщелачива-
ние до полной нейтрализации гидролитической кислотности.
Разумеется, полная нейтрализация гидролитической кислотности
обеспечивает больший эффект, однако по экономическим
соображениям достижение его не всегда может быть оправданно. Дело в том,
что на сильнокислых тяжелого гранулометрического состава почвах
дозы извести могут достигать 10 т/га и выше. Более того, не
всегда даже очень высокие дозы способны обеспечить нужное
количество продукции. Так, М. Петровска [Piotrowska, 1981 ] считает, что
отрицательные последствия загрязнения почв атмосферными вы-
125

Таблица 85
Относительная подвижность тяжелых металлов в окружающей среде [Брукс, 1982]

Относительная
подвижность
Очень
высокая
Высокая
Средняя
Низкая
Очень низкая
окисляющая
Mo, V, Se, Sr,
Zn
Си, Со, Ni, Hg,
As, Cd
Sb, Tl, Pb, Rb,
Ba, Bi, Cs
Mn, Zr, Cr
Окружающая среда
кислая
Mo, V, Se, Sr,
Zn, Cu, Co, Ni,
Hg
As, Cd
Sb, Tl, Mn, Pb,
Rb, Ba, Bi, Cs
Zr, Sn, Cr
нейтральная
до щелочной
Mo, V, Se
Sr
As, Cd
Pb, Sb, Tl, Bi,
Mn, Rb, Ba, Cs
Tl, Sn, Cr, Zn,
Cu, Co, Ni, Hg,
Zr

восстановительная
Sr
Mn
Zr, Sn, Cr, Zn,
Mo, V, Se, Co,
Cu, Ni, Hg, As,
Pb, Sb, Tl, Rb,
Ba, Bi, Cs
бросами металлургических предприятий трудно ликвидировать
применением высоких доз извести. По ее данным, при внесении очень
большой дозы извести (10 г СаСОана 1 кг почвы, или 30 т/га)
содержание в кормовых травах Zn, Cd и Си уменьшилось по
сравнению с контролем, но оставалось выше ПДК.
Небольшой положительный эффект, по нашему мнению, был
достигнут в опыте Р. Густера с соавторами [Guster et al., 1982], где
использование в буроземе гашеной извести (СаО) в дозе 5 т/га
повысило рН с 5,0 до 6,1 и снизило содержание подвижной формы Си
(экстрагент - раствор ЭДТА) с 365 до 223 мг/кг.
Эффективность известкования зависит от возделываемой
культуры. При внесении, например, 4,4 т извести на гектар содержание
Pb в семенах сои уменьшилось с 75 до 45, в клевере с 30 до 20
мг/кг. Однако в пшенице, овсе и кукурузе снижение содержания
тяжелого металла было незначительным [Сох, Rains, 1972].
Вместе с тем многие авторы приводят данные,
свидетельствующие о значительном положительном эффекте известкования
кислых почв с целью инактивации избыточных тяжелых металлов.
Так, Л. Файтонджиев [1981], изучая разные дозы извести на
сильнокислой светло-серой лесной почве Болгарии, показал
большую их эффективность для снижения содержания Pb в люцерне
(табл. 86). Уже при нейтрализации обменной кислотности в почве
заметно возрос рН. Это положительно отразилось на урожае: сухая
масса увеличилась почти на 60 %, количество Pb в сене люцерны
уменьшилось в 4 раза. Иначе говоря, нейтрализация обменной
кислотности уже обеспечивала получение растительной продукции,
приемлемой с ветеринарно-гигиенических позиций. При увеличе-
126

Таблица 86
Влияние известкования на величину и качество урожая люцерны
[Файтонджиев, 1981]
Вариант
Контроль
Нейтрализация половины обменно
кислотности
Полная нейтрализация обменной
кислотности
Полная нейтрализация
гидролитической кислотности
Создание 2%-го излишка СаС03
Обменный
А1, мг-экв/
100 г
4,3
\
2,2
0,3
0
0
Р водн
4,6
5,2
5,8
7,2
7,6
Урожай, г
возд-сух
массы на
сосуд
1,22
1,97
2,12
1,87
0,97
Содержание
РЬ в растениях,
мг/кг сухой
массы
202
ИЗ
48
16
9,2
Примечание. Во всех вариантах валовое содержание РЬ в почве 500 мг/кг.
нии же дозы извести с целью полной нейтрализации
гидролитической кислотности почвы рН поднимался до 7,2, содержание РЬ в
сене приближалось к нормальному, однако урожай падал.
В связи с тем, что для большинства сельскохозяйственных
культур и почвенных микроорганизмов благоприятной считается
реакция среды от слабокислой до нейтральной (рН 6—7), по-видимому,
не всегда внесение извести по полной гидролитической кислотности
будет целесообразным.
Применение навоза, торфа, органо-минеральных компонентов и
других позволяет использовать свойство многих органических
соединений к комплексообразованию с тяжелыми металлами.
Образующиеся металлорганические комплексы являются или
малоподвижными, или неспособными к преодолению клеточных мембран на
контакте почва — корень. Помимо этого, использование
органических удобрений решает другую важную для загрязненных почв
задачу — обогащает их органическим углеродом и элементами
минерального питания растений.
Исследований по изучению применения органических удобрений
для детоксикации избыточных тяжелых металлов в почве
проведено, к сожалению, очень немного. Возможно, это связано с тем, что
общие вопросы использования навоза, торфа и т.д. довольно
хорошо изучены и разработаны дозы их внесения для разных почв.
Однако при этом учитывались лишь их удобрительные свойства. Что
же касается размера и степени детоксикации тяжелых металлов
разными видами навоза, торфа, компостов и разработки на этой
основе доз органических удобрений, то в настоящее время о них мало
что известно. Поскольку перечисленные органические удобрения
экологически относительно безопасны, некоторые авторы для
детоксикации тяжелых металлов рекомендуют принять "повышен-
127

ные" нормы. Вероятно, инактивационный эффект от этого станет
выше, однако не следует забывать, что при быстром разложении и
минерализации больших доз органических удобрений в почве
может накопиться избыточное количество нитратов и нитритов, что
неблагоприятно с ветеринарно- и санитарно-гигиенических
позиций.
Взаимодействие извести и органических удобрений с тяжелыми
металлами специфично и потому неадекватно. Как показали
исследования [Klasink, Mahlhop, 1978], для инактивации избыточной
ртути, например, предпочтительнее богатая гумусом почва, чем
увеличение рН с помощью извести.
Значительной способностью детоксикации тяжелых металлов
обладают фосфорные удобрения. Фосфаты свинца, цинка и других
металлов представляют собой труднорастворимые соединения,
малодоступные для растений. Внесение 3 т/га однозамещенного
фосфата кальция в кислые почвы по эффекту детоксикации РЬ
(учитывалось содержание РЬ в растениях) соответствовало внесению от
1 до 4 т СаС03/га [Lagerwerff, 1972]. Для снижения расходов
вместо суперфосфата целесообразно применять фосфоритную муку.
Поэтому фосфоритование кислых почв с целью инактивации
избыточных тяжелых металлов рассматривается как один из важных
приемов охраны здоровья человека и животных [Минеев, 1988].
Для детоксикации избытка тяжелых металлов в почве,
возможно, эффективным станет использование цеолитов как природных,
так и искусственных. Будучи емкими ионообменниками, цеолиты в
состоянии обменно поглотить наиболее мобильную часть
элементов-загрязнителей, тем самым уменьшить их потока в растения.
Следует подчеркнуть, что сказанное относится к металлам,
находящимся в почвенном растворе в виде катионов. Поступление в
растения анионной формы от присутствия цеолитов не снижается [Че-
лищев и др., 1987].
С. Фупо [Fugu, 1974, цит. по: Цицишвили и др., 1985]
установил, что внесение одного из наиболее распространенных в природе
видов цеолита — клиноптилолита значительно снижает количество
Sr, Cd, Pb, Zn, Cu в выращенных на загрязненных почвах
растениях.
Уменьшение примерно в 2 раза поступления РЬ в растения
кукурузы было отмечено в опыте, где в почву, загрязненную этим
металлом, добавляли клиноптилолит [Цицишвили и др., 1980].
Использованные в опытах дозы этого минерала следует
признать очень высокими: например, оптимальной нормой для
дерново-подзолистой почвы, на которой выращивался ячмень, считались
200—300 г на сосуд [Челищев, Челищева, 1980], что
соответствует, по нашим расчетам, 45—75 т/га.
При применений разных видов цеолита в кислых почвах,
загрязненных свинцом, удавалось снизить содержание этого металла
на 30 %. Вместе с тем в некоторых почвах эффект от присутствия
цеолита оказался слабым [Borowiak et al., 1985].
128

Судя по приведенным данным, цеолиты можно считать
перспективным средством детоксикации тяжелых металлов в загрязненных
почвах. Однако не все еще здесь ясно. Представляет интерес вопрос
о влиянии цеолитов на питательный режим почвы, поскольку
наряду с тяжелыми металлами будут поглощаться ионы калия,
аммония, микроэлементов. Практическое значение имеют сроки
существования цеолитов в загрязненной почве. Как и все алюмосиликаты,
цеолиты подвержены выветриванию. Они могут превратиться в
другие минералы с иными свойствами поглощения катионов.
В качестве ионообменников для детоксикации тяжелых
металлов испытывались также синтетические вещества: смолы,
полистрол и т.д.
Внесение в почву водонерастворимого селективно действующего
полистрола инактивирует некоторую часть тяжелых металлов.
Считается, что наиболее целесообразно использовать невысокие дозы
полистрола на сильнокислых почвах, сочетая их с мергелем
[Assche, Jansen, 1977].
Как известно из агрохимии, при поглощении растениями из
почвы химических элементов возникают противоположно
направленные взаимодействия: синергические, когда присутствие одного
элемента способствует поступлению в корни другого, и
антагонистические, когда все протекает наоборот.
Антагонистические взаимодействия между химическими
элементами, по-видимому, можно использовать для уменьшения
поступления тяжелых металлов из почвы в растения. В частности,
указывалось на антагонизм между Hg и Zn и высказывалась возможность
использования цинка, в данном случае как значительно менее
токсичного, для ограничения поступления Hg в пищевые цепи
[Lagerwerff, 1972].
Наряду с перечисленными способами детоксикации избыточных
тяжелых металлов в почве с целью сохранения ее для сельского
хозяйства, существуют биологические приемы, действующие в том же
направлении. К ним относятся выращивание толерантных культур
или сортов, используемых в пищу, возделывание технических и
лесных культур, разведение цветов.
В последние годы большое внимание обращено на поиск
имеющихся и создание путем селекции новых сортов
сельскохозяйственных культур, толерантных по отношению к избыточному
количеству тяжелых металлов. Если в этом направлении будут достигнуты
практические успехи, возможности использования ранее
загрязненных почв значительно расширятся. В связи со сказанным появится
необходимость при оценке создаваемых сортов отмечать их
экологические свойства: толерантность к тем или иным техногенным
ингредиентам, защищенность съедобных органов от избыточного
накопления последних.
В качестве крайней меры предлагается создание нового
пахотного горизонта как за счет плантажной вспашки, обеспечивающей
захоронение загрязненного слоя на глубине 40—50 см и выворачива-
129

ние на поверхность подпахотного незагрязненного, так и путем
создания насыпной толщи за счет почвы, привезенной с
незагрязненной территории. Возможно, также удаление токсичного слоя и на
его месте размещение нормальной почвы. В регионах, где не
хватает пахотной земли, подобная дорогостоящая рекультивация,
особенно в условиях прекращения или ослабления техногенного
загрязнения, может стать оправданным приемом.
На загрязненных почвах, где возделывание пищевых или
кормовых растений не рекомендовано, может оказаться экономически
приемлемым выращивание технических и лесных культур,
разведение цветов.
Для борьбы с избыточным содержанием тяжелых металлов в
почве рекомендуется использовать приемы, обеспечивающие
уменьшение их подвижности. Наиболее распространенные приемы:
известкование почвы и (или) внесение органических удобрений.
Возможно перспективным окажется применение цеолитов.
При сильном загрязнении территории и необходимости ее
использования в сельскохозяйственных целях требуется коренная
мелиорация почвы: проведение плантажной вспашки, создание
насыпного слоя.
В целом же приемы детоксикации избыточного содержания
тяжелых металлов в почве и пути рационального использования
загрязненных земель разработаны пока слабо.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ
Изучение результатов антропогенного загрязнения окружающей
среды в настоящее время приобрело исключительно важное
значение, поскольку многие из накапливающихся в воздухе, воде и
почвах химических ингредиентов чрезвычайно опасны для живых
организмов. Самого пристального внимания заслуживает техногенное
накопление тяжелых металлов, особенно в почвах — начальном
звене пищевой цепи. Столь же актуально изучение загрязненности
сельскохозяйственных культур, так как до 70—80 % от общего
количества тяжелых металлов, поступающих в организм человека,
приходится на растительную продукцию.
Среди различных источников, загрязняющих почвы и растения
тяжелыми металлами, главными считаются предприятия
металлургической промышленности, прежде всего цветной, рудники по
добыче полиметаллических руд, тепловые электростанции,
автомобильный транспорт, средства химизации сельского хозяйства.
Особую, категорию загрязнителей составляют осадки городских
сточных вод и отходов промышленного производства, содержащие
наряду с нужными растениям веществами большое количество тяжелых
металлов.
К наиболее токсичным тяжелым металлам относятся те,
содержание которых в живых организмах очень мало, и достаточно
небольшого абсолютного увеличения их концентрации, чтобы сделать
ее опасной для процессов метаболизма. С этой точки зрения особо
токсичными будут Hg, Cd, As, Co, Mo.
Сильному техногенному прессу подвергается пригородная зона,
где возделываются картофель и овощи, расположены сады и
ягодники, размещены прифермские севообороты. Особую тревогу
вызывает санитарно-гигиеническая ситуация в расположенных в этой
зоне многочисленных поселках с индивидуальными огородами,
продукция которых в течение многих лет используется для личного
потребления.
Техногенное накопление тяжелых металлов в почвах отмечается
на расстоянии 10 км и более от предприятий-загрязнителей, однако
опасность загрязнения выращиваемых сельскохозяйственных
культур так далеко не распространяется. Гигиенически опасное
количество тяжелых металлов чаще всего обнаруживается в растениях не
далее 2—5 км от источника загрязнения.
Поступающие с атмосферными выбросами тяжелые металлы
накапливаются в верхнем слое почвы. Они слабо мигрируют с
нисходящим током влаги. Ведущими формами присутствия тяжелых ме-
131

таллов в загрязненных почвах являются карбонатная,
органическая, связанная с железом и марганцем, обменная. Доля любой из
них в валовом содержании у различных тяжелых металлов
неодинаковая.
Значительное количество поступающих в почву тяжелых
металлов переходит в малоподвижное состояние: выпадает в осадок, за-
комплексовывается органическим веществом, захватывается
гидрооксидами полуторных элементов, фиксируется тонкодисперсными
минеральными частицами. Способность почвы уменьшать
подвижность тяжелых металлов и тем самым уменьшать их поступление в
растения тесно связана с наличием в ней гумуса и ила и с рН. Вы-
сокогумусные и тяжелые по гранулометрическому составу почвы
обладают ею в значительно большей степени, чем малогумусные и
легкие.
Загрязнение растений тяжелыми металлами делится на внешнее
(оседание на поверхности листьев и стеблей) и внутреннее
(поступление в ткани главным образом через корни). Внешнее загрязнение
в общем содержании тяжелых металлов значительно в зоне
основного выпадения атмосферной пыли. Поверхностное загрязнение
более опасно для животных, чем для людей, поскольку мытье
загрязненных растений удаляет почти все металлсодержащие осадки.
При избыточном поступлении тяжелых металлов через корни в
растения работают защитные механизмы неспецифической
природы. Они ограничивают проникновение тяжелых металлов в
надземные органы, в метаболические центры клеток. По отношению к
разным тяжелым металлам защитные возможности растения
проявляются неодинаково: свинец, например, в основном задерживается
уже в корнях, кадмий же сравнительно легко проникает в
надземные органы. При возделывании сельскохозяйственных культур на
загрязненной почве по уровню накопления тяжелых металлов
органы растений располагаются в следующий ряд: корни > стебли
(листья) > органы запасания ассимилятов, т.е. наиболее защищенной
оказывается используемая в пищу часть растений.
Между накоплением тяжелых металлов в почве и
выращиваемой на ней культуре существует прямая, но далеко не адекватная
связь: и на сильно загрязненной, но обладающей высокими
защитными свойствами почве при выращивании растений, способных
тормозить перемещение тяжелых металлов в поедаемые органы,
возможно получение гигиенически приемлемого урожая.
Избыточное содержание тяжелых металлов в растениях
отрицательно сказывается на их росте и развитии, уменьшает продукцию,
ухудшает ее качество. Последнее происходит главным образом не
за счет изменения биохимического состава, а в результату
избыточного накопления тяжелых металлов. Загрязнение органов
запасания ассимилятов начинается при снижении их урожае на
15—20 %. В зеленных культурах и в кормовых травах, у которых
в пищу (на корм) используется вегетативная масса, накопление
тяжелых металлов может достичь опасного для здоровья людей и жи-
132

вотных уровня без достаточно заметных внешних проявлений
угнетения растений.
Важным условием охраны почв и растений от избыточного
накопления тяжелых металлов является их нормирование на
различном уровне — от регламентации антропогенного воздействия на
ландшафт в целом до установления санитарно(ветеринарно)
-гигиенических концентраций в растительной продукции.
При разработке норм содержания тяжелых металлов в почве
должна учитываться ее полифункциональная суть, одинаково
важная как для поддержания сложившегося равновесия в биосфере, так
и в производстве продуктов питания.
Используемые ПДК для почв и растений пока слишком общи и
не охватывают всех тяжелых металлов. Не всегда ясно их
охранительное назначение, поскольку в принципе могут быть ПДК
тяжелых металлов в почве для охраны почвы и ПДК тяжелых металлов
в почве для охраны растений и т.д.
Большим недостатком нормирования является то
обстоятельство, что в ПДК пока не учитывается совместный отрицательный
эффект тяжелых металлов, хотя известно, что почвы загрязняются
обычно не одним, а несколькими химическими элементами, и что
объединенное токсическое действие последних в несколько раз
выше, чем наиболее высокое индивидуальное.
Разработанные ПДК не следует фетишировать. Они "не более
как опорные точки для сравнительных оценок" [Эйхлер, 1985].
Вместе с тем они помогают определить размер и степень
техногенного загрязнения объектов окружающей среды, оценить их сани-
тзрно (ветеринарно) -гигиеническое состояние.
Вопросы использования загрязненных тяжелыми металлами
почв слабо изучены. При высоком содержании тяжелых металлов в
почве, когда есть опасность загрязнения сельскохозяйственных
культур, рекомендуется разведение леса, выращивание цветов,
возделывание растений для технических целей.
Для снижения подвижности тяжелых металлов в почве
предлагается внесение органических удобрений, известкование.
Перспективным считается применение цеолитов.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
АвакянЗ. А. Токсичность тяжелых металлов для микроорганизмов. (Обзор) //
Итоги науки и техники. Сер. Микробиология. - 1985. - Т. 2. - С. 5-45.
АлексеевЮ. В. Охрана почв Ленинградской области от загрязнения тяжелыми
металлами // Бюл. / Почв, ин-т им. В.В.Докучаева. - 1986. - Вып. 38. -
С. 10-12.
АлексеевЮ. В. Тяжелые металлы в почвах и растениях. - Л.: Агропромиздат,
1987. - 142 с.
Алексеев а-П о п о в а Н. В., К о с и ц ы н А. В., И г о ш и н а Т. И.,
ИльинскаяН.Л. Металлоустойчивые популяции Aster alpinus
(Asteraceae) на обогащенных свинцом, цинком и медью почвах луговых
степей северо-востока Башкирской АССР // Бот. журн. - 1984. - Т. 69, N 4. -
С. 466-473.
Альберт Э. Избирательная токсичность. - М.: Мир, 1971. - 431 с.
АндоньевС. М., ФилипьевО. В. Пылегазовые выбросы предприятий
черной металлургии. - М.: Металлургия, 1979. - 192 с.
А р н о н Д. Микроэлементы // Микроэлементы. - М.: Изд-во иностр. лит., 1962. -
С. 9-49.
БериняДз. Ж., БерзиняА. Я., К а л в и н я Л. К., Шарковский
П. А. Диагностика загрязненности биогеоценозов выбросами автотранспорта
// Бюл. / Почв, ин-т им. В.В.Докучаева. - 1983. - Вып. 35. - С. 41-45.
БеусА. А., ГрабовскаяЛ. И., Тихонова Н. В. Геохимия окружающей
среды. - М.: Недра, 1976. - 248 с.
БойченкоЕ. А., СаенкоГ. Н., УдельноваТ. М. Изменение
соотношений металлов в эволюции растений биосферы // Очерки современной
геохимии и аналитической химии. - М.: Наука, 1972. - С. 454-458.
БраунлоуА. X. Геохимия. - М.: Недра, 1984. - 463 с.
Б р у к с Р. Р. Загрязнение микроэлементами // Химия окружающей среды: Пер. с
англ. - М.: Химия, 1982. - С. 371-413.
БукрееваН. Е. Действия ванадия, титана и хрома на нитрифицирующую и
аммонифицирующую способность почвы // Науч. тр. / Свердловск, пед. ин-т.
- 1972. -N 161. - С. 31-36.
ВаженинИ. Г. Почва как активная система самоочищения от токсического
воздействия тяжелых металлов — ингредиентов техногенных выбросов // Химия
в сел. хоз-ве. - 1982. - N 3. - С. 3-5.
134

ВаженинИ. Г. О разработке предельно допустимых концентраций (ПДК)
химических веществ в почве // Бюл. / Почв, ин-т им. В.В.Докучаева. - 1983. -
Вып. 35. - С. 3-6.
ВаженинаБ. А. Химические и минералогические исследования почв в
окрестностях металлургических предприятий // Бюл. / Почв, ин-т им.
В.В.Докучаева. - 1983. - Вып. 35. - С. 32-36.
Вернадский В. И. Химический состав живого вещества в связи с химией
земной коры. - Пг. - 1922. - 48 с.
Виноградов А. П. Химический элементарный состав организмов и
Периодическая система Д.И.Менделеева // Тр. / Биогеохим. лаб. АН СССР. - 1935. -
Т. 3. - С. 67-278.
Виноградов А. П. Основные закономерности в распределении микроэлементов
между растениями и средой // Микроэлементы в жизни растений и
животных. - М.: Изд-во АН СССР, 1952. - С. 7-20.
Виноградов А. П. Среднее содержание химических элементов в главных
типах изверженных горных пород земной коры // Геохимия. - 1962. - N 7. -
С. 555-571.
ГапонюкЭ. И., Малахове. Г., ВирченкоЕ. П. Возможные методы и
показатели для оценки влияния загрязнения на качество почв // Тр. ин-та /
Ин-т эксперимент, метеорол. 1987. - Вып. 15 (129). - С. 80-84.
Г а р м а ш Г. А. Закономерности накопления и распределения тяжелых металлов в
почвах, находящихся в зоне воздействия металлургических предприятий //
Почвоведение. - 1985. - N 2. - С. 27-32.
Г а р м а щ Н. Ю. Влияние тяжелых металлов на содержание химических
элементов в растениях пшеницы // Химия в сел. хоз-ве. - 1987. - N 3. - С. 57-60.
Г а р м а ш Г. А., Г а р м а ш Н. Ю. // Влияние тяжелых металлов, вносимых в
почву с осадком сточных вод, на урожайность пшеницы и качество продукции
// Агрохимия. - 1989. - N 7.- С. 69-75.
ГлазовскаяМ. А. Принципы классификации почв по их устойчивости к
химическому загрязнению // Земельные ресурсы мира, их использование и
охрана. - М.: Наука, 1978. - С. 85-89.
Горбатов В. С. Трансформация соединений и состояние цинка, свинца и
кадмия в почвах: Автореф. дис. ... канд. биол. наук. - М., 1983. - 24 с.
ГорбатовВ. С, ЗыринН. Г. О выборе экстрагента для вытеснения из почв
обменных катионов тяжелых металлов // Вест. МГУ. Сер. почвовед. - 1987. -
№ 2. - С. 22-26.
ГрабаровП. Г., ПутроЛ. К. Подвижные формы микроэлементов в почвах
Казахстана // Микроэлементы в биосфере Казахстана. - Алма-Ата: Наука,
1981.-С. 70-97.
Г у з е в В. С, Л е в и н С. В. Действие тяжелых металлов на микробную систему
почв // Микроорганизмы как компонент биогеоценоза. - Алма-Ата: КазГУ,
1982. - С. 91-92.
ГуланянВ. М. Естественные кормовые угодья рудных месторождений
Армянской ССР и химический состав растений в зависимости от содержания
микроэлементов: Автореф. дис. ... канд. биол. наук. - Ереван, 1972. - 30 с.
ГутиеваН. М. Влияние тяжелых металлов (Zn, Mn, Ni) на урожай и качество
ячменя (вегетационно-полевой опыт) // Бюл. / Почв, ин-т им.
В.В.Докучаева. - М., 1985. - Вып. 37. - С. 12-15.
135

Давыдова Н. Д., ПокатиловЮ. Г. Особенности влияния выбросов ГРЭС
на геосистемы западного участка КАТЭКа // География и природ, ресурсы. -
1981. -N4.-C. 92-100.
Диксон М., УэббЭ. Ферменты. - М.: Изд-во иностр. лит., 1961. - 728 с.
ДончеваА. В. Ландшафты в зоне воздействия промышленности. - М.: Лесн.
про-сть, 1978. - 94 с.
ДончеваА. В., Казаков Л. К., КалуцковВ. Н. Оценка поступления
тяжелых металлов в ландшафт // Химия в сел. хоз-ве. - 1982. - N 3. -
С. 8-10.
Евдокимова Г. А., К и с л ы х Е. Б., М о з г о в а Н. П. Биологическая
активность почв в условиях аэротехногенного загрязнения на Крайнем Севере. -
Л.: Наука. Ленингр. отд-ние, 1984. - 120 с.
ЕлпатьевскийВ. П., Аржанова В. С, Власов А. В. Взаимодействие
растительности с потоком металлоносных аэрозолей // Миграция
загрязненных веществ в почвах и сопредельных средах. - Л.: Гидрометеоиздат, 1985. -
С. 97-101.
3 б о р и щ у к Ю. Н., 3 ы р и н Н. Г. Среднее содержание В, Мп, Со, Си, Zn, Vo и
J в почвах европейской части СССР // Агрохимия. - 1974. - N 3. - С. 88-94.
3 в о н а р е в Б. А., 3 ы р и н Н. Г. Закономерности распределения ртути в почвах
вблизи источника загрязнения // Почвоведение. - 1981. - N 4. - С. 32-39.
3 ы р и н Н. Г., Ч е б о т а р е в а Н. А. К вопросу о формах соединений меди,
цинка, свинца в почвах и доступность их для растений // Содержание и
формы соединений микроэлементов в почвах. - М.: Изд-во МГУ, 1979. -
С. 350-386.
3 ы р и н Н. Г., О б у х о в А. И. Принципы и методы нормирования
(стандартизации) содержания тяжелых металлов в почве и в системе почва - растение //
Бюл. / Почв, ин-т им. В.В.Докучаева. - 1983. - Вып. 35. - С. 7-10.
3 ы р и н Н. Г., К а п л у н о в а Е. В., С е р д ю к о в а А. В. Нормирование
содержания тяжелых металлов в системе почва - растение // Химия в сел.
хоз-ве. - 1985. - N 6. - С. 45-48.
Иванова А. С. Медь в почвах садовых агроценозов Крыма // Агрохимия. - 1987.
- N 10. - С. 76-82.
ИзерскаяЛ. А. Содержание и закономерности распределения микроэлементов
в почвах Томского приобья: Автореф. дис... канд. биол. наук. - Новосибирск,
1979. - 18 с.
И з р а э л ь Ю. А. Экология и контроль состояния природной среды. - М.:
Гидрометеоиздат, 1984. - 556 с.
И л ь и н В. Б. Биогеохимия и агрохимия микроэлементов в южной части Западной
Сибири. - Новосибирск: Наука. Сиб. отд-ние, 1973. - 389 с.
ИльинВ.Б. О предельно допустимой концентрации тяжелых металлов в почве
// Химия в сел. хоз-ве. - 1982. - N 3. - С. 7-10.
ИльинВ. Б. К вопросу о разработке предельно допустимых концентраций
тяжелых металлов в почвах // Агрохимия. - 1985а. - N 10. - С. 94-101.
И л ь и н В. Б. Элементный химический состав растений. - Новосибирск: Наука.
Сиб. отд-ние, 19856. - 129 с.
ИльинВ.Б. О нормировании тяжелых металлов в почве // Почвоведение. -
1986. - N 9. - С. 90-98.
136

ИльинВ.Б. Тяжелые металлы в почвах Западной Сибири // Там же. - 1987. -
N 11. -С. 87-94.
ИльинВ. Б., Степанова М. Д. Относительные показатели загрязнения в
системе почва - растение // Там же. - 1979. - N 11. - С. 61-67.
ИльинВ. Б., СтепановаМ. Д. Распределение свинца и кадмия в растениях
пшеницы, произрастающей на загрязненных этими металлами почвах //
Агрохимия. - 1980. - N 5. - С. 114-119.
И л ь и н В. Б., Г а р м а ш Г. А., Г а р м а ш Н. Ю. Влияние тяжелых металлов на
рост, развитие и урожайность сельскохозяйственных культур // Агрохимия. -
1985. - N 6. - С. 90-100.
КаплуноваЕ. В. Трансформация соединений цинка, свинца и кадмия в
почвах: Автореф. дис. ... канд. биол. наук. - М., 1983. - 23 с.
КаплуноваЕ. В., Б о л ь ш а к о в В. А. Оценка уровня загрязненности почв
по содержанию подвижных форм меди, цинка, марганца // Химия в сел.
хоз-ве. - 1987. - N 2. - С. 59-61.
К а с а т и к о в В. А., Б а р и н о в а К. Е., К у р г а н о в а Е. В. и др. Об
утилизации городских отходов // Там же. - N 1. - С. 32-34.
КветкинаА. А. Распределение микроэлементов (В, Mn, Mo, Zn, Cu, V, Fe, Cr,
Ni) в органах кукурузы в онтогенезе и влияние предшественников на их
накопление: Автореф. дис. ... канд. с.-х. наук. - Алма-Ата, 1968. - 24 с.
Ковалевский А. Л. Особенности формирования рудных биогеохимических
ореолов. - Новосибирск: Наука. Сиб. отд-ние, 1975. - 114 с.
Ковалевский А. Л. Биогеохимические поиски рудных месторождений. - М.:
Недра, 1984. - 171 с.
Ковальский В. В., Андрианов а Г. А. Микроэлементы в почвах СССР. -
М.: Наука, 1970. - 178 с.
Кононова М. М. Органическое вещество почвы. - М.: Изд-во АН СССР, 1963. -
314 с.
КорниловА. В., БадовскаяН. Н., Волошин А. Е., Куклин Ю. С.
Влияние предприятий цветной металлургии на загрязнение атмосферного
воздуха и почв города тяжелыми металлами // Материалы II всесоюз. конф.
"Тяжелые металлы в окружающей среде и охрана природы". - М., 1988. -
Ч. 1. - С. 100-103.
ЛетуноваС. В., КрасинскаяН. П. Пороговая чувствительность
почвенной микрофлоры к цинку, молибдену и бору в условиях псевдооподзоленных
буроземов Абхазии // Биол. науки. - 1982. - N 5. - С. 95-98.
Л у п и н о в и ч И. С, ДубиковскийГ. П. Микроэлементы в почвах БССР
и эффективность микроудобрений. - Минск: Изд-во БГУ, 1970. - 225 с.
Л у р ь е Н. Ю. Влияние техногенных выбросов металлургических предприятий на
структуру микробных ценозов южных черноземов // Химия в сел. хоз-ве. -
1985. - N 6. - С. 52-54.
Макарова А. И. Биогеохимические исследования на полиметаллическом
месторождении // Геохимия. - 1960. - N 7. - С. 624-633.
М а л а х о в С. Г., С е н и л о в Н. Б., 3 ы р и н Н. Г. Расчет предельно
допустимых выбросов металлов в атмосферу по их содержанию в почве // Материалы
II всесоюз. конф. "Тяжелые металлы в окружающей среде и охрана
природы". - М., 1988. - Ч. 1. - С. 13-23.
137

МалюгаД. П. К геохимии рассеянных никеля и кобальта в биосфере // Тр. /
Биогеохим. лаб. АН СССР. - 1946. - Т. 8. - С. 51-59.
М а л ю г а Д. П. Биогеохимический метод поисков рудных месторождений. - М.:
Изд-во АН СССР, 1963. - 264 с.
М а х а н ь к о Э. П., Малахове. Г., Блинов Б. К., НеспятинаТ. В.
Содержание тяжелых металлов в растворимых осадками формах в
выпадениях в зависимости от расстояния от источника загрязнения // Миграция
загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах. - Л.: Гидрометеоиздат,
1980. - С. 53-58.
МаханькоЭ. П., Малахове. Г., Вертинская Г. К. Опыт
исследования загрязнения почв металлами вокруг металлургических предприятий //
Тр. ин-та / Ин-т эксперимент, метеорол. - М.: Гидрометеоиздат, 1985. - Вып.
13 (128). - С. 50-59.
МаханькоЭ. П., Малахове. Г., Вертинская Г. К., Сатаева
Л. В. Пространственные и временные параметры системы наблюдения и
контроля за загрязнением почв тяжелыми металлами // Там же. - 1987. - Вып. 14
(129). - С. 85-90.
МахонинаГ. И. Химический состав растений на промышленных отвалах
Урала. - Свердловск: Изд-во Уральск, ун-та, 1987. - 177 с.
Микроэлементы в биосфере Казахстана. - Алма-Ата: Наука, 1981. - 161 с.
Микроэлементы в почвах СССР (подвижные формы). - М.: Изд-во МГУ,
1981.-243 с.
МинеевВ. Г., ТриншинаТ. А., Алексеев А. А. Распределение ртути и
ее соединений в биосфере (Обзор) // Агрохимия. - 1983. - N 1. - С. 122-132.
МинеевВ. Г. Воспроизводство почвенного плодородия агрохимическими
средствами и охрана почв от техногенного загрязнения // Вестн. с.-х. науки. - 1988.
-N6. -С. 95-101.
М и ш и н П. Я. Динамика содержания меди и цинка в яровой пшенице по фазам
развития // Агрохимия. - 1967. - N 2. - С. 62-66.
М и я к и Я. Основы геохимии. - Л.: Недра, 1969. - 327 с.
НайштейнС. Я., МеренюкГ. В., ЧегринецГ. Я. Гигиена
окружающей среды и применение удобрений. - Кишинев: Штиинца, 1987. - 143 с.
Никифорова Б. М. Загрязнение природной среды свинцом от выхлопных
газов автотранспорта // Вестн. МГУ. Сер. геогр. - 1975. - N 3. - С. 28-36.
НиязоваГ. А., ЛетуноваС. В. Новые критерии оценки ответных реакций
микроорганизмов на загрязнение окружающей среды тяжелыми металлами //
Изв. АН СССР. Сер. биол. - 1986. - N 2. - С. 250-259.
Оболенская Л. И., БузюкинаВ. В. Содержание макро- и
микроэлементов в клеточных структурах при различных условиях минерального питания
// Агрохимия. - 1969. - N 8. - С. 44-49.
Обухов А. И., Ефремова Л. Л. Охрана и рекультивация почв,заг0язненных
тяжелыми металлами // Материалы II всесоюз. конф. "Тяжелые металлы в
окружающей среде и охрана природы**. - М., 1988. - Ч. 1. - С. 23-35.
ОстафийчукИ. М. О распределении марганца, ванадия, галлия в гранитоид-
ных породах одного из районов Северного Казахстана // Материалы по
геологии, гесфизике и геохимии Украины, Казахстана и Забайкалья: Сб. науч.
работ. - Киев, 1964. - N 2.
138

П а в л о в А. Н. Повышение содержания белка в зерне. - М.: Наука, 1984. - 119 с.
ПервунинаР. И.,ЗыринН. Г. Влияние кадмия на рост и развитие ячменя
// Загрязнение атмосферы, почвы и растительного покрова. - М.: Гидрометео-
издат, 1980. - С. 79-85.
ПервунинаР. И., ЗыринН. Г., Малахове. Г. Показатели загрязнения
системы почва - сельскохозяйственные растения кадмием // Тр. ин-та
эксперимент, метеорол. - М.: Гидрометеоиздат, 1987. - Вып. 14 (129). - С. 60-65.
ПервунинаР. И., Малахове. Г. Подвижность металлов, выпавших на
почву в составе выбросов промышленных предприятий // Миграция
загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах (Тр. V всесоюз. совещания,
Обнинск, 1987). - Л.: Гидрометеоиздат, 1988. - С. 171-179.
ПерельманА. И. Геохимия. - М.: Высш. шк., 1979. - 423 с.
ПерцовскаяА. Ф., ТонкопийН. И., Григорьева Т. И. Влияние
некоторых химических веществ на микроорганизмы в почве //
Микробиологические методы борьбы с загрязнением окружающей среды. - Пущи-
но-на-Оке, 1975. - С. 107-108.
ПерцовскаяА. Ф., ПерелыгинВ. М. Микробиологические критерии
при гигиеническом нормировании химических веществ в почве // Бюл. /
Почв, ин-т им. В.В. Докучаева. - 1980. - Вып. 24. - С. 25-27.
ПерцовскаяА. Ф., П а н н и к о в а Е. Л., Т о н к о п и й Н. И. и др. Схема
гигиенического нормирования тяжелых металлов в почве // Химия в сел.
хоз-ве. - 1982. - N 3. - С. 12-13.
ПетрунинаН. С. Геохимическая экология растений в провинциях с
избыточным содержанием микроэлементов (Ni, Со, Си, Mo, Pb, Zn) // Тр. / Биогео-
хим. лаб. АН СССР. - М.: Наука, 1974. - Т. 13. - С. 57-117.
Покровская С. Ф., Касатиков В. А. Использование осадка городских
сточных вод в сельском хозяйстве (Обзор). - М.: ВНИИТЭИагропром, 1987. -
58 с.
Потатуева Ю. А., 3 а л е г и н а В. А. Агрохимическое значение мышьяка //
Агрохимия. - 1981. - N 7. - С. 139-148.
Протасова Н. А., КопаеваМ. Т. Редкие и рассеянные элементы в почвах
Среднерусской возвышенности // Почвоведение. - 1985. - N 1. - С. 29-37.
Рабинович 3. И. Редкие и рассеянные химические элементы в почвах
Молдавии: Автореф. дис. ... канд. биол. наук. - Кишинев, 1969. - 19 с.
РакиповН. Г., ПлешковБ. П. Фракционный состав белков зерна ячменя и
содержание в них лизина // Изв. ТСХА. - 1977. - N 2. - С. 99-102.
Распространенность элементов в земной коре / Ред. Л. Арене. - М.:
Мир, 1972. - 274 с.
Р а т н е р Б. И. Пути приспособления растений к условиям питания катионами в
почве // Проблемы ботаники. - Вып. 1. - М.; Л.: Изд-во АН СССР, 1950. -
С. 427-448.
РинькисГ. Я. Оптимизация минерального питания растений. - Рига: Зинатне,
1972. - 352 с.
РэуцеК., КырстяС. Борьба с загрязнением почвы: Пер. с рум. - М.: Агро-
промиздат, 1986. - 222 с.
Савельева Л. Е. К оценке уровней содержания свинца в почвах техногенных
ландшафтов // Тяжелые металлы в окружающей среде. - М.: Изд-во МГУ,
1980. - С. 63-68.
139

СадовниковаЛ. К., ЗыринН. Г. Показатели загрязнения почв тяжелыми
металлами и неметаллами в почвенно-геохимическом мониторинге //
Почвоведение. - 1985. - N 10. - С. 84-89.
С а п р ы к и н Ф. Я. Геохимия почв и охрана природы. - Л.: Недра, 1984. - 231 с.
СенцоваО. Ю., Максимов В. Н. Действие тяжелых металлов на
микроорганизмы // Успехи микробиологии. - М.: Наука, 1985. - Вып. 20. -
С. 227-252.
СердюковаА. В. Свинец в почвах техногенного и природного ландшафтов и
потребление элемента растениями: Автореф. дис. ... канд. биол. наук. - М.,
1981.-24 с.
Серебренникова Л. Н., Обухов А. И., Решетников С. И.,
ГорбатовВ. С. Содержание и распределение тяжелых металлов в почвах
техногенных ландшафтов // Почвоведение. - 1982. - N 12. - С. 71-76.
СкворцоваИ. Н., ЯкушкинаБ. В. Устойчивость к кадмию и накопление
его почвенными грибами // Микроорганизмы как компонент биогеоценоза. -
Алма-Ата: КазГУ, 1982. - С. 69-70.
Соболев А. С, МельничукЮ. П., Калинин Ф. Л. Адаптация
растений к ингибирующему действию кадмия // Физиология и биохимия
культурных растений. - 1982. - Т. 4, N 1. - С. 84-88.
СолововА. П. Основы теории и практики металлометрических съемок. -
Алма-Ата: Изд-во АН КазССР, 1959. - 266 с.
Степанова М. Д. Микроэлементы в органическом веществе почв. -
Новосибирск: Наука. Сиб. отд-ние, 1976. - 106 с.
Степанова М. Д. Состояние и элементный химический состав пшеницы,
выращенной на почвах, загрязненных свинцом и кадмием // Изв. СО АН СССР.
Сер. биол. наук. - 1980. - Вып. 1. - С. 129-136.
УдовенкоГ. В., ЕвдокимовВ. М. Изменение солеустойчивости растений
в онтогенезе в связи с некоторыми свойствами протоплазмы // Физиология
растений. - 1970. - N 3. - С. 590-598.
Фурсов О. В., X а й д а р о в а Ж. С, ДарканбаевТ. Б. Компонентный
состав а-амилазы как показатель генетических и технологических различий
образцов пшеницы // С.-х. биология. - 1984. - N 9. - С. 32-38.
X а ф ф Л. С. Аномальное содержание меди, свинца и цинка в почвах близ рудных
жил // Геохимические методы поисков рудных месторождений. - М.: Изд-во
иностр. лит., 1954. - С. 191- 223.
ХендерсонП. Неорганическая геохимия. - М.: Мир, 1985. - 339 с.
Химия тяжелых металлов, мышьяка и молибдена в почвах. - М.: Изд-во МГУ,
1985. - 206 с.
Ц е м к о В. П., ПаламарчукИ. К., ЗалуцкаяГ. М. Процессы рассеяния
микроэлементов в почвах // Микроэлементы в окружающей среде. - Киев:
Наук, думка, 1980. - С, 31-34.
Ц и ц и ш в и л и Г. В., АндроникашвилиТ. Г., Кванталиани
А. С. и др. Перспективы применения клиноптилолитсодержащих туфов для
предотвращения аккумуляции свинца в сельскохозяйственных культурах //
Природные цеолиты в сельском хозяйстве. - Тбилиси: Изд-во Мецниереба,
1980. - С. 217-226.
140

Ц и ц и ш в и л и Г. В., АндроникашвилиТ. Г., Киров Г. Н.,
ФилизоваЛ. Д. Природные цеолиты. - М.: Химия, 1985. - 224 с.
ЧелищевН. Ф., ЧелищеваР. В. Значение ионообменных свойств
природных цеолитов для вывода из пищевых цепей токсичных металлов //
Природные цеолиты в сельском хозяйстве. - Тбилиси: Изд-во Мецниереба, 1980. -
С. 217-226.
ЧелищевН. Ф., БеренштейнБ. Т., Володин В. Ф. Цеолиты - новый
тип минерального сырья. - М.: Недра, 1987. - 176 с.
ЧулджиянХ., КарветаС, ФацекЗ. Тяжелые металлы в почвах и
растениях // Экологическая кооперация. - Братислава, 1988. - Вып. 1. - С. 5-24.
Ш и л о в а И. И., М а х н е в А. К„ ЛукьянецА. И. Геохимическая
трансформация почв и растительности в районах функционирования предприятий
цветной металлургии // Экологические аспекты оптимизации техногенных
ландшафтов. - Свердловск, 1984. - С. 14-35.
ФайтонджиевЛ. Токсично действие на оловото върху люцерна при
различии степени на неутрализация на почвената киселинност // Почвознание и
агрохимия. - 1981. - Т. 16, N 3. - С. 47-53.
Э й х л е р В. Яды в нашей пище. - М.: Мир, 1985. - 213 с.
AdrianoD. С. Trace elements in the terrestrial environment. - N.Y. et al.:
Springer-Verlag, 1986. - 533 p.
A I 1 о w а у B.J., MorganHilary. The behaviour and availability of Cd, Ni and
Pb in polluted soils // Contaminated Soil (1-st Intern. TNO Conf. on Contaminated
Soil. Utrecht, The Netherlands, 1985). - Dordrecht; Boston; Lancaster: Martinus
Nijhoff Publiscers, 1986. - P. 101-113.
AnderssonA. The distribution of heavy metals and soil material as influenced by
the ionic radius // Swed. J. Agr. Res. - 1977. - Vol. 7, N 2. - P. 79-83.
Anderson F. K., TreshowM. Responses of lichens to atmospheric pollution //
Air Pollution and Plant Life. - N.Y.: John Wiley and Sons, 1984. - P. 259-290.
AndrusczakE., S traczy nskiS., Czerniawska W., R a d-
w a n B. Zawartose niektorych skladnikow w glebach i roslinach uprawnich
znajdujacych sie pod wplywen emisyi huty miedzi // Roczn. gleboznawcze. -
1986. - T. 37, N 4. - S. 47-66.
AntonovicsJ., BradshowA. D., Turner R. G. Heavy metal tolerance in
plants // Advances in Ecological Research. - L.; N.Y.: Academic Press, 1971. -
Vol. 7. - P. 2-86.
AsamiTeruo. Soil pollution by metals of Japan // Transactions XIII Congress of
the Internationale Soc. Soil Sci. - Hamburg, 1986. - Vol. 7. - P. 222-223.
AsscheC. van, JansenG. Anwendung von selektiv • wirkenden
Kationenaustauschern auf mit Schwermetallen kontaminierten Boden //
Landwirtschaftliche Forschung, Kongressband. - 1977. - S.-H. 34/11. -
S. 215-228.
AustenfeldF. A. Zur Phytotoxizitat von Nickel- und Kobaltsalzen in Hydrokultur
bei Phaseolus vulgaris L. // Z. Pflanzenernahr. und Bodenkunde. - 1979. - Bd
142, H 6. - S. 769-777.
В a b i s h H., StotzkyG. Influence of clay minerals on the effects of cadmiun on
microorganisms in media and in soil // Abstracts of Ann. Meeting of Amer. Soc. of
Microbiol. (Atlantic-City). - N.Y., 1976. - P. 174.
141

BaduraL, Galimsk a-S typaR., MrozowskaJ. Wplyw cynku i miedzi na
zmiany ilosciowe i jakosciowe zespolow bacterii glebowych w badaniach modelowych
// Acta Biologica. Katowice. - 1977. - T. 4. - S. 7-29.
BaduraL., G 6 r s к a B. Porownawcze badania nad wplywem jonow Си2 + na
wybrane kultury drozdzy // Ibid. - 1983. - T. 11. - S. 72-80.
Baker D. E., ChesninL. Chemical monitoring of soil for environmental guality
animal and health // Advances in Agronomy. - 1975. - Vol. 27. - P. 306-366.
В a z z a z F. A., R о I f e G. L, W i n d 1 e P. Differing sensitivity of corn and soybean
photosynthesis and transpiration to lead contamination // J. Environmental Quality.
- 1974. - N 3. - P. 156-158.
BeavingtonF. Contamination of soil with zinc, copper, lead, and cadmium in the
Wollongong city area // Austral. J. Soil Research. - 1973. - Vol. 11, N 1. -
P. 27-31.
В е с к w i t h R. S. Titration curves of soil organic matter // Nature. - 1959. - Vol. 29,
N4687. -P. 109-110.
В е с к e 11 P. H. Т., D a v i s R. D. Upper critical levels of toxic elements in plants, P.
1 // New Phytologist. - 1977. - Vol. 79. - P. 95-106.
В e с к e 11 P. H. Т., D a v i s R. D. The additivity of the toxic effects of Cu, Ni and Zn
in joung barley // Ibid. - 1978. - Vol. 81, N 2. - P. 155-173.
BerrowM. L., Webber J. Trace elements in sewage sludges // J. Sci. of Food
Agriculture. - 1972. - Vol. 23, N 1. - P. 93-100.
BoehnckeE. Die Bedeutung von Cadmium-Emissionen Fur die landwirtschaftliche
Tierproduktion // Landwirtschaftliche Forschung, Kongressband. - 1977. - S.-H.
34/1.-S. 44-61.
BorowiakM., CzarnowskaK., Lewandowski W., К о t B. Badania
dynamiki zmian zamartosci metali ciezkich w glebach antropogenicznych w olecnosci
zeolitow // Mat. HI Kraj. Konf. Cz. 2. - Pulawy, 1985. - S. 101-104.
В г о о к s R. R. Geobotany and Biogeochemistry in Mineral Exploration. - N.Y.; L.:
Harper and Row, 1972. - 291 p.
В u s s 1 e r W. Bei NahrstoffuberschuJJ an hoheren Pflanzen auftretende Symptome // Z.
Pflanzenernahr. und Bodenkunde. - 1970. - Bd 125, H. 2. - S. 97-110.
С a t a 1 d о D. A., Garland T h. R., W i 1 d u n g R. E. Cadmium uptake kinetics
in intact soybean plants // Plant Physiol. - 1983. - Vol. 73, N 3. - P. 844-848.
С h a n g A. C, P a g e A. L, W a r n e к e J. E. e t a 1. Accumulation of cadmium and
zinc in barley grown on sladgetreated soils // J. Environment. Quality. - 1983. -
Vol. 12, N 3. - P. 391-397.
С h о w T. I. Lead accumulation in roadside soil and grass // Nature. - 1970. Vol. 225,
N 5229. - P. 295-296.
CottenieA., DhaeseA., CamerlynckR. Plant quality responce to the
uptake of polluting elements // Qual. Plantarum. - 1976. - Vol. 26, N 3. -
P. 293-319.
С о x R. M., T h u г m a n D. А., В г е 11 M. Some properties of the soluble acid
phosphatases of roots of zinc-tolerant and non-tolerant clones of Anthoxantum
odoratum // New Phytologist. - 1976. - Vol. 77, N 3. - P. 547-551.
С о x R. M., T h u r m a n D. A. Inhibition by zinc of soluble and cell wall acid
phosphatases of zinc-tolerant and non-tolerant clones of Anthoxantum odoratum //
Ibid. - 1978. - Vol. 79, N 1. - P. 17-22.
142

С о x W. J., R a i n s W. D. Effect of lime on lead uptake by five plant species // J.
Environment. Quality. - 1972. - Vol. 1. - P. 167-169.
CurzydloJ. Skazenie koniczyny czerwonej olowiem pochodzacym ze spalin
samochodowych przy drogach regionu Krakowskiego // Mat. II Kraj. Konf. -
Pulawy, 1978. - Cz. 2. - S. 117-127.
CurzydloJ. Jakie uprawy przy autostradach i w rejonie huty im. Lenina // Aura. -
1985a. - N 7. - S. 15-17.
CurzydloJ. Selektywna uprawa roslin w sasiedztwie drog i autostrad •// Mat. Ill
Kraj. Konf. - Pulawy, 1985b. - Cz. 2. - S. 47-49.
DabrowskiJ., MajchrzakJ., SadloS. WpLyw emisji przemyslowich na
zawartosc rteci w niektorych roslinach // Mat. I Kraj. Konf. - Pulawy, 1978. - Cz.
1. - S. 81-88.
D a v i s B. E. Trace element pollution // Applied Soil Trace Elements (Ed. B. Davis). -
Chichester; N.Y. et al.: John Wiley and Sons, 1980. - P. 287-352.
D a v i s R. D., В е с к e 11 P. H. T. Upper critical levels of toxic elements in plants, P.
II // New Phytologist, 1977. - Vol. 80. - P. 23-32.
DaviesB. E., С a r t w r i g h t. J u. A., H u d d e r s G. L. Heavy metals in soil
and plants of urban England // Mat. I Kraj. Konf. - Pulawy, 1978. - Cz. 1. -
S. 117-128.
D a v i s B. E., W h i t e H. M. Trace elements in vegetables grown on soils contaminated
by base metal mining // J. Plant Nutrition. - 1981. - Vol. 3, N 1/4. - P. 387-396.
D i e z T. Verbesserung und Kontamination von Boden durch sehr hohe
Klarschlammgaben im Nahbereich einer GroBstadt // Mitteilungen Deutsche
Bodenkundliche Gesellschaft. - 1982. - Bd 33, H 2. - S. 159-169.
DiezTh., RosopuloA. Schwermetallgehalte in Boden und Pflanzen nach extern
hohen Klarschlammgaben // Landwirtschaftliche Forschung, Kongressband. - 1976.
- S.-H. 33/1. - S. 207-209.
D r i e 1 W. v a n; S m i 1 d e K. W. Heavy-metal contents of dutch arable soils //
Landwirtschaftliche Forschung. - 1982. - S.-H. 38. - S. 305-313.
D о w d у R. H. Does sludge cause a buildup of trace metals? // American Nurseryman. -
1983. - Vol. 158, N 6. - P. 66-68.
El-BassamN., PoelstraP., FrisselM. J. Chrom und Quecksilber in einem
seit 80 Jahren mit stadtischem Abwasser berieselten Boden // Pflanzenernahrung
und Bodenkunde. - 1975. - N 3. - P. 309-316.
El-ShinnawiM. M., OmranM. S. Effect of different levels of a Trace element
nutritional mixture on organic matter decomposition and the number of certain
heterotrophs in soil // Rostlinna Vyroba. - 1976. - T. 22, N 1. - S. 389-394.
Environmental Geochemistry and Health / Ed. S.Bowie, I.Thornton. -
Dordrecht; Boston; Lancaster: Reidel Publishing Company. 1984. - 140 p.
E r n s t W. Uber den EinfluB des Zinks auf Keimung von Schwermetallpflanzen und auf
die Entwicklung der Schwermetallpflanzengesellschaft // Ber. der Deutschen
Botanischen Gesellschaft. - 1965. - Bd 78, H. 6. - S. 205-212.
E r n s t W. Zink und Cadmium-Immissionen auf Boden und Pflanzen in der Umgebung
einer Zinkhiitte // Ber. der Deutschen Botanischen Gesellschaft. - 1972. - Bd 85,
H. 7/9. - S. 295-300.
E r n s t W. Physiological and biochemical aspects of metal tolerance // Effects of Air
Pollutants on Plants / Ed. T.Mansfield. - Cambridge: Cambr. Univ. Press. - 1976.
-P. 115-133.
143

F i n с к A. Fertilizirs and Fertilization. - Weinheim et al.: Verlag Chemie, 1982. - 438 p.
ForoughiM., HoffmannG., TeicherK., V e n t e г F. Die Wirkung
steigender Gaben von В lei, Cadmium, Chrom, Nickel oder Zink auf Kopfsalat nach
Kultur in Nahrlosung // Landwirtschafltiche Forschung, Kongressband. - 1974. -
S.-H. 31/11. -S. 206-215.
ForoughiM., HoffmannG., TeicherK., Venter F. Der EinfluB
unterschiedlich hoher Gaben von Cadmium, Chrom oder Nickel auf Tomaten in
Nahrlosong // Stand und Leistung agrikulturchemischer und agrarbiologischer
Forschung. - 1975. - T. 30. - S. 37-48.
Frank R., IshidaK., SudaP. Metals in agricultural soils of Ontario // Can. J.
SoH Sci. - 1976. - Vol. 56, N 3. - P. 181-196.
Fritz E. L., PennypackerS. P. Attemps to use satellite to detect vegetative
damage and alternation caused by air and soil pollutants // Phytopathology. -
1975. - Vol. 65, N 10. - P. 1056-1060.
Fritz D., ForoughiM., Venter F. Schwermetallgehalte in einigen Gemusearten
// Landwirtschaftliche Forschung. - 1976. - S.-H. 33. - S. 335-345.
GollmickF., NeubertP., VielemeyerH. P. Moglichkeiten und Grenzen
der Pflanzenanalyse bei der Ermittlung des Mineralstoffbedarfs landwirtschaftlicher
Kulturpflanzen // Fortschrittsberichte fur die Landwirtschaft und
Nahrungsguterwirtschaft. - 1970. - Bd 8, H. 4. - S. 5-83.
GresztaJ., BraniewskiS., ChrzanowskaE. Poziom metali ciezkich w
glebach i roslinach wokol huty cynku // Mat. Ill Kraj. Konf. - Pulawy, 1985. - Cr.
2. - S. 15-17.
GunnarssonO. The relative role of fertilizers for the cadmium levels in the food
chain under Swedish circumstances // Proc. Cadmium Seminar, USA. - Rosslyn
(Virginia), 1980. - P. 12-14.
GunnarssonO. Heavy metals in fertilizers do they cause environmental and health
problems? // Fertilizers and Agriculture. - 1983. - N 85. - P. 27-42.
GusterR., WunschA., AmbergerA. Wirkung von MeliorationsmaJJnahmen
auf Wachstum und Schwermetall-Aufnahme von Pflanzen aus einem kupferreichen
Boden // Landwirtschaftliche Forschung, Kongressband. - 1982. - S.-H. 39. -
S. 415-425.
Gworek Barbara. Pierwiastki sladowe (Mn, Zn, Cr, Cu, Ni, Co, Pb i Cd) w
glebach uprawnich wytworzonich z glin zwalowych i utworow pylowich
polnocno-wschodniego regiony Polski // Rocz. glebornawcze. - 1985. - T. 36, N 2.
- S. 43-59.
H a a n S. d e. Die chemische Zusammensetzung von Dranwasser aus mit Klarschlamm
oder Mullkompost behandelten Boden // Landwirtschaftliche Forschung,
Kongressband. - 1980. - Bd 33, H. 2/3. - S. 166-178.
H e r m s U. Wirkungen von Klarschlamm auf landwirtschaftliche Boden //
Kprrespondenz Abwasser. - 1987. - N 8. - S. 828-832.
HickeyM. С, К i 11 г i с к J. A. Chemical partitioning of cadmium, copper, nickel
and zinc in soils and sediments containing high levels of heavy metals //
J. Environment. Quality. - 1984. - Vol. 13, N 3. - P. 372-376.
HintzeB., L u x W. Schwermetalluntersuchungen in Boden und Pflanzen im Sudosten
Hamburgs // Landwirtschaftliche Forschung. - 1982. - S.-H. 39. - S. 457-470.
144

Hoffmann Gg. Zusammenhange zwischen kritischen Schadstoffgehalten im Boden, in
Futter- und Nahrungspflanzen // Ibid. - 1982. - S. 130-153.
Huang C.-Y., В a z z a z F. A., Van d e г Н о е f L. N. The inhibition of soybean
metabolism of cadmium and lead // Plant and Soil. - 1974. - Vol. 54, N 1. -
P. 122-127.
IsermannK. Einflup der Phosphatdungung auf den Cadmiumgehalt des Bodens,
ermittelt anhand zahlreicher Dauerversuche in Westeuropa // Landwirtschaftliche
Forschung. - 1983. - S.-H. 39. - S. 283-301.
J a r v i s S. C. Copper concetrations in plants and their relationship to soil properties //
Copper in Soils and Plants. - Sudney; N.Y.; L.: Academic Press, 1981. -
P. 265-285.
J о h n M. K. Mercury uptake from soil by various plant species // Bull. Envir. Cont.
Toxicol. - 1972. - N 8. - P. 77-88.
Kabata-PendiasA. Badania geochemiczno-mineralogiczne gleb wytworzonich z
granitow i bazaltow Dolnego Slaska // Rocz. nauk rolniczych. - 1965. - Т. 90-А-1.
- S. 1-104.
Kabata-PendiasA. Progress in trace element research in Poland and
neighboring countries // Trace Substances in Environmental Health-XVIII
(Proceedings of the University of Missouris). - USA, Columbia, Missouri, 1984. -
P. 576-591.
Kabata-PendiasA., PendiasH. Pierwiastki sladowe w srodowisku
biologicznym. - Warszawa: Wydawnictwa geologiczne. - 1979. - 300 S.
Kabata-PendiasA., BolibrzuchE. Impact of a copper smelter on
agricultural environments. Part HI. Contamination of cultivated plants // Rocz.
gleboznawcze. - 1981. - T. 32, N 3. - S. 223-228.
Kabata-PendiasA., BolibrzuchE., TarlowskiP. Impact of a
copper smelter on agricultural environments. Part I. Contamination of soils //Ibid. -
S. 207-213.
Kabata-PendiasA., TarlowskiP. Impact of a copper smelter on
agricultural environments. Part II. Contamination of herbage // Ibid. - S. 207-213.
Kabata-PendiasA., WiacekK. Excessive uptake of heavy metals by plants
from contaminated soils // Ibid. - 1985. - T. 36, N 4. - S. 33-42.
KampeW. Schwermetallkontamination bei Pflanzen // Landwirtschaftliche Forschung,
Kongressband. - 1979. - S.-H. 36.- S. 322-335.
KickH., PoletschnyH. Schwermetallgehalte im Boden und in verschiedenen
Gemusearten nach Langjahriger Anwendung von Klarschlamm // Ibid. - 1981. -
S.-H. 38. - S. 205-215.
KiekensL.,CamerlynckR. Transfer characteristics for uptake of heavy metals
by plants // Ibid. - 1982. - S.-H. 39. - S. 255-261.
KitagishiK., YamaneJ. Eds. Heavy metals pollution in soils of Japan // Jap.
Sci. Soc. Press. - Tokyo, 1981. - P. 65-80.
К 1 a s i n к A., MahlhopR. Quecksilberaufnahme von Phaseolusbohnen und
Kopfsalat aus Boden mit unterschiedlichen Gehalten an Ton, Humus und Kalk,
ermittelt in Gefajiversuchen // Landwirtschaftliche Forschung, Kongressband. -
1978. - S.-H. 35. - S. 326-334.
К1 о к e A. Orientirungsdaten fur tolerierbare Gesamtgehalte einiger Elemente in
Kulturboden // Mitteilungen VDLUFA. - 1977. - H. 2. - S. 32-38.
145

К 1 о к e A. Richtwerte'80. Orientirungsdaten fur tolerierbare Gesamtgehalte einiger
Elemente in Kulturboden // Ibid. - 1980. - H. 1-3.
К 1 о к e A. Erlauterungen zur Klarschlammverordnung // Landwirtschaftliche Forschung,
Kongressband. - 1982. - S.-H. 39. - S. 302-308.
KlokeA., Schenke H.-D. Der EinfluJ* von Cadmium in Boden auf dem Ertraf
verschiedener Pflanzen und deren Cadmiumgehalt // Z. Pflanzenernahr. und
Bodenkunde. - 1979. - Bd 142, H. 2. - S. 131-136.
KowalewskiH. H., VetterH. Moglichkeiten zur Herabsetzung der
Schwermetallbelastung in Futter und Nahrung // Landwirtschaftliche Forschung,
Kongressband. - 1982. - S.-H. 39. - S. 165-175.
KosterW., MerkelD. Beziehungen zwischen den Gehalten an Zink, Cadmium,
Blei und Kupfer in Boden und Pflanzen dei Anwendung unterschiedlicher
Bodenuntersuchungmethoden // Landwirtschaftliche Forschung, Kongressband. -
1982. - S.-H. 39. - S. 245-252.
LagerwerffJ. V. Lead, mercury, and < admium as environmental contaminants //
Micronutrients in Agriculture. - 1972. - Madison, USA: Soil Sci. Soc. Am. Inc. -
P. 593-636.
L e R i с h e H. H. The distribution of minor elements among the components of soil
developed in loss // Geoderma. - 1973. - N 9. - P. 43-57.
LevyR., Francis С W. Adsorption and desorption of cadmium by synthetic and
natural organo-claycomplexes // Ibid. - 1976. - Vol. 15. - P. 361-370.
Lounamaal. Trace elements in plants growing wild on different rocks in Finland //
Ann. bot. Soc. "Vanamo". - 1956. - T. 29, N 4.
M а с L e a n A. J., H a 1 s t e a d R. L., F i n n B. J. Extractability of added lead in
soils and its concentration in plants // Can. J. Soil Sci. - 1969. - Vol. 49, N 2. -
P. 327-334.
M а с N i с о 1 R. D., В е с к e 11 P. H. T. Critical tissue concentrations of toxic
elements // Plant and Soil. - 1985. - Vol. 85, N 1. - P. 107-130.
MachelettB., Podlesak W., G a r z J. Zur Wirking des Cadmiumgehaltes im
Dungerphosphat auf die Cadmiumkonzentration in Boden und Pflanze in einem
langjahriger Phosphatdungungversuch // Archiv fur Acker- und Pflanzenbau und
Bodenkunde. - 1984. - Bd 28, H. 4. - S. 247-251.
Matthews H., Thornton I. Seasonal and species variation in the content of
cadmium and associated metals in pasture plants at Shipham // Plant and Soil. -
1982. - Vol. 66, N 2. - P. 181-193.
M i 11 e r W. P., M с F e e W. W., К e 11 у J. M. Mobility and retention of heavy-metals
in sandy soils // J. Environment. Quality. - 1983. - Vol. 12, N 4. - P. 579-584.
M i t с h e 11 R. L. Soil aspects of trace element problems in plants and animals // Royal
Agricultural Soc. of England. - 1963. - Vol. 124. - P. 75-86.
M i t r a R. S., G г а у R. H., С h i n В., В e r n s t e i n LA. Molecular mechanisms of
accommodation in Escherichia coli to toxic levels of Cd2+ // J. Bacteriology. -
1975. - Vol. 121, N 3. - P. 1180-1188.
MorishitaT., KishinoK., IdakaS. Mercury contamination of soils rice plant
and human hair in the vicinity of a mercury mine in Mie Prefecture // Japan. Soil.
Sci. and Plant Nutrition. - 1982. - Vol. 28, N 4. - P. 523-534.
MortensenJ. L. Complexing of metals by soil organic matter // Soil Sci. Soc.
Proceedings. - 1963. - Vol. 27, N 2. - P. 179-186.
146

Р а с у n a D. M., HanssenD. Б. Emission and long-range transport of
trace-elements in Europe // Tellus. - 1984. - Vol. 36, N 3. - P. 163-178.
P a g e A. L, G a n j e T. J., J о s h i M. S. Lead quantities in plants, soil, and air near
some major highways in southern California // Hilgardia. - 1971. - Vol. 41, N 1. -
P. 31.
Peterson P. J. The distribution of zinc-65 in Agrostis tenuis and Agrostis stolonifera
tissues // J. Exp. Bot. - 1969. - Vol. 20, N 65. - P. 863-875.
PiotrowskaM. Uruchamianie metali ciezkich w glebach zanieczy - szczonich pylami
huty miedzi i ich pobieranie przez kupkowke // Pamietnik Pulawski. Prace IUNG.
- 1981. -Z. 75.-S. 181-186.
PoletschnyH., KickH. Cadmiungehalte von Boden und Pflanzen in einem
langjahrigen Phosphatformenversuch // Landwitrschaftliche Forschung,
Kongressband, 1981. - S.-H. 38. - S. 256-263.
Raut&C, CarsteaS. Some aspects of soil pollution research in
Romania //Transaction of the XIII Congress of Intern. Soc. Soil Sci. (BRG,
Hamburg). - 1986. - Vol. 2. - P. 376-377.
RietzE., SochtigH. Extraktionsverhalten und Bildung von Schwermetallen in
Boden unterschiedlichen Belastungsgrades // Landwirtschaftliche Forschung,
Kongressband. - 1981. - S.-H. 38. - S. 382-393.
RihimiA., BusslerW. Der EinfluJ) unterschiedlicher Zn-Gaben auf die
Entwicklung von Mais // Ibid. - 1974. - S.-H. 31/1. - S. 138-150.
RosopuloA., DiezTh. Die Anreicherung von Schwermetallen verschiedener auf
kontaminierten Boden angebauer Pflanzen // Ibid. - 1981. - S.-H. 38. -
S. 751-767.
R о t h e r J. A., M i 11 b a n к J. W., T h о r n t о n I. Effects of heavy-metal additions
on ammonification and nitrification in soils contaminated with cadmium, lead and
zinc // Plant and Soil. - 1982. - Vol. 69, N 2. - P. 239-258.
Sauerbeck D. Welche Schwermetallgehalte in Pflanzen durfen nicht uberschritten
werden, urn Wachstumsbeeintrachtigungen zu vermeiden? // Landwirtschaftliche
Forschung, Kongressband. - 1982. - S.-H. 39. - S. 108-129.
Sauerbeck D. Schadstoffeintrage in den Boden durch Industrie, Besiedlung,
Verkehr und Landbewirschaftung (anorganische Stoffe) //
VDLUFA-Schriftenreihe, Kongressband. - 1985. - S.-H. 16. - S. 59-72.
SchaffH., BoguslawskiE. Schwermetallanreicherung in Boden und Pflanze
bei langjahriger Anwendung von Klarschlamm // Landwirtschaftliche Forschung,
Kongressband. - 1982. - S.-H. 39. - S. 224-237.
SchelenzR., BoppelB. Verbnderung der Gehalte von Arsen, Blei, Cadmium
und Quecksilber bei der haushaltsublichen Zubereitung // Ibid. - 1982. - S.-H. 39.
- S. 342-351.
SchnetzerH. L, ChetelatA., Bess on J.-M. Auswirkung von Klarschlamm
and Klarchlamm kompost auf den Schwermetallgehalt von Futterpflanzen im
Gefapversuch // Landwirschaftliche Forchung. - 1980. - S.-H. 36. - S. 343-352.
SchnitzerM. Humic substances: chemistry and reactions // Soil Organic Matter
(Ed-s M.Schnitzer, S.U.Khan). - Amsterdam; Oxford; N.Y., 1978. - P. 1-64.
S h и m a n L. M. Zinc, manganese and copper in soil fractions // Soil Sci. - 1979. - Vol.
127, N l.-P. 10-17.
147

S m i t h P. F. Mineral analysis of plant tissues // Ann. Plant Physiol. - 1962. - Vol. 13.
- P. 81-108.
Stevenson F. J. Cycles of Soil. - N. Y.: J. Wiley and Sons, 1986. - 380 p.
S w a i n e D. The Trace-element Content of Fertilizers. - Harpenden, 1962. - 53 p.
T а у 1 о r S. R. Abudance of chemical elements in the continental crust: a new table //
Geochimica et Cosmochimica Acta. - 1964. - N 28. - P. 1273-1286.
TemmermanL. O. de, HoenigM., ScokartP. O. Determination of
"normanl" levels and upper limit values of trace elements in soils // Z.
Pflanzenernahr. und Bodenkunde. - 1984. - Bd 147, H. 6. - S. 687-694.
Thorntonlain. Metal contamination of soils in U.K. urban gardens: implications
health // Contaminated Soil (1-st Intern. TNO Conf. of Contaminated Soil,
Utrecht, The Netherlands, 1985). - Dordrecht; Boston; Lancaster: Martinus Nijhoff
Publishers, 1986. - P. 203-208.
T i 11 e r K. G. Essential and toxic heavy metals in soils and thear ecological relevance //
Transaction of the XIII Congress of Internat. Soc. Soil Sci. (BRG, Hamburg). -
1986. - Vol. 2. - P. 29-43.
TimmermannF., SchollW. Nutzen und Risigen der landwirtschaftlichen
Verwertung von Klarschlammen und Siedlungskomposten // VDLUFA-Schriftreihe,
Kongressband. - 1987. - S.-H. 23. - S. 1-24.
T у 1 e r G. Heavy metal pollution and soil enzymatic activity // Plant and Soil. - 1974. -
Vol. 41, N2. -P. 303-311.
T у I e r G. Heavy metals pollution and mineralisation of nitrogen in forest soils //
Nature. - 1975. - Vol. 255, N 5511. - P. 701-702.
U r e A. M., BaconJ.R., BerrowM.L, W a 11 J. J. The total trace element
content of some Scottish soils by spark source mass spectrometry // Geoderma. -
1979. -Vol. 22, N 1. -P. 1-23.
Utilisation of Sewage Sludge on Land: Rates of Application and Long-term Effect
of Metals // D. Reidel Publishing Company. - 1984. - 229 p.
V e n t e r F. Zusammenhang zwischen Standort und Schwermetallgehalt in Gemuse //
Landwirtschaftliche Forschung, Kongressband. - 1978. - S.-H. 35. - S. 336-342.
VerlooM., CottenieA., LandschootG. van. Analytical and biological
criteria with regard to soil pollution // Ibid. - 1982. - S.-H. 39. - S. 394-403.
V e 11 e r H. Schwermetalle in der Nahrungskette - Belastungsgrenzen fur Pflanzen //
Ibid. - S. 12-27.
VetterH., MahlhopR., FruchtenichtK. Immissionstoffbelastung in der
Nachbarschaft einer Blei- und Zinkhutte // Berichte uber Landwirtschaft. - 1974. -
Bd 52, H. 2. - S. 327-350.
V 1 a m i s J., W i 11 i a m s D. E., CoreyJ.E., P a g e A. L., G a n j e T. J. Zinc
and cadmium uptake by barley in field plots fertilized seven jears with urban and
suburban sludge // Soil. Sci. - 1985. - Vol. 139, N 1. - P. 81-87.
W a 1 к e r J. Sewage sludges management aspects for land application // Compost
Science. - 1975. - Vol. 16, N 2. - P. 12-25.
WalkerW.M., M i 11 e r J. E., H a s s e 11 J. J. Effect of lead and cadmium upon
the calcium, magnesium, potassium, and phosphorus concentration in young corn
plants // Soil. Sci. - 1977. - Vol. 127, N 3. - P. 144^161.
WardN.J., BrooksR.R. Lead in sheep organs resulting from pollution from
automative exhausts // Environment. Pollution. - 1978. - Vol. 17, N 1. - P. 7-12.
148

W h i t b у L. M., G а у п о r J., M а с L e a n A. J. Metals in soils of some agricultural
watersheds in Ontario // Can. J. Soil. Sci. - 1978. - Vol. 58, N 3. - P. 325-330.
W i 1 к e B.-M. Langzeitwirkungen von Kupfer und Zink auf die Mikrobielle Aktivitat eines
humosen, lehmigen Sandes // Landwirtschaftliche Forschung. - 1987. - Bd 40, H.
4. - S. 336-343.
W i 11 i a m s D. E„ V 1 a m s i s J., P u к i t e A. H., С о г е у J. E. Metal movement
in sludge-amended soils: a nine-jear study // Soil Sci. - 1987. - Vol. 143, N 2. -
P. 124-131.
W о о d J. M. Biological cycles for toxic elements in the environment // Science. - 1974. -
Vol. 183. - P. 1049-1059.
WuL, AntonovicsJ. Zinc and copper uptake by Agrostis stolonifera tolerant to
both zinc and copper // New Phytologist. - 1975. - Vol. 75, N 2. - P. 231-237.

ОГЛАВЛЕНИЕ
Предисловие 3
Глава 1. Тяжелые металлы в незагрязненных почвах 5
Г л а в а 2. Тяжелые металлы в растительности незагрязненных
территорий 27
Г л а в а 3. Тяжелые металлы в почвах техногенно
загрязненных территорий 42
Г л а в а 4. Тяжелые металлы в растительности,
произрастающей на загрязненных почвах 65
Г л а в а 5. Нормирование содержания тяжелых металлов в
почвах и растениях 105
Г л а в а 6. Способы детоксикации тяжелых металлов,
техногенно накопленных в почве 124
Заключение 131
Список литературы 134

Научное издание
ИЛЬИН Виктор Борисович
ТЯЖЕЛЫЕ
МЕТАЛЛЫ
В СИСТЕМЕ
ПОЧВА — РАСТЕНИЕ
Редакторы издательства
Л.А. Б а р а х т е н о в а, Т.А. Никитина
Художественный редактор
Н.Г. Ковалева
Художник
Н.А. Пискун
Технический редактор
Л.П. М и н е е в а
Корректоры
Л.Л. Михайлова,
Г.И. Шведкина
ИБ № 34614
Сдано в набор 24.10.90. Подписано к печати 14.02.91. Формат 60x90 1/16. Бумага офсетная. Гарнитура тайме.
Офсетная печать. Усл. печ. л. 9,5. Усл. кр.-отт. 9,8. Уч.-изд. л. 10,7. Тираж 900 экз. Заказ № 379.
Цена 2 р. 10 к.
Ордена Трудового Красного Знамени издательство "Наука",
Сибирское отделение. 630099 Новосибирск,
ул. Советская, 18.
4-я типография издательства "Наука". 630077 Новосибирск,
ул. Станиславского, 25.