В малопроизводительных и мобильных системах очистки сточных и грунтовых вод для очистки от ионов тяжелых металлов используют в основном мембранные технологии, позволяющие эффективно удалить большинство примесей. Однако эффективность удаления ионов тяжелых металлов отличается для различных мембран. Так, наиболее эффективные нанофильтрационные и обратноосмотические мембраны позволяют удалить из воды более 90% таких металлов, как железо, алюминий и мышьяк. В тоже время, эффективность удаления хрома не превышает 20% для нанофильтрации и 40 % для обратного осмоса, кадмия и цинка – не более 50-55% [5]. Также необходимо отметить, что при использовании мембран для очистки воды от растворенных тяжелых металлов происходит осаждение примесей на активном слое мембраны, удаление которых либо невозможно, либо связано с высокими энергетическими и материальными затратами [6]. В результате снижается количество открытых пор мембраны, и, как следствие, ухудшаются эксплуатационные характеристики системы очистки в целом. Для увеличения срока службы систем тонкой очистки (в первую очередь используемых мембранных материалов) предпочтительно проводить очистку воды от тяжелых металлов на более ранних стадиях водоподготовки. Одним из наиболее экономически и технологически эффективных методов очистки воды от ионов тяжелых металлов являются сорбционные методы. В качестве сорбента могут быть использованы оксидные материалы [7], углеродные материалов [8], полимеры [9] и пр. В последние годы большой интерес вызывают магнитные сорбенты, обладающие важным технологическим преимуществом: возможностью быстрого и эффективного удаления из очищаемой системы с помощью магнитного поля. Наиболее широко используемыми материалами для получения указанных сорбентов являются магнитные оксиды железа Fe₃O₄ (магнетит) и γ-Fe₂O₃ (маггемит), характеризующиеся высокой сорбционной емкостью и эффективностью очистки воды в сочетании с низкой стоимостью [2]. Более того, магнитные сорбенты после сорбции могут быть быстро и эффективно удалены из очищаемой среды путем наложения магнитного поля, что также является важным преимуществом при их использовании в системах водоочистки.

Известно, что эффективность сорбентов на основе магнитных оксидов железа зависит от размеров и поверхностных характеристик частиц [10]. В связи с этим, важной задачей является разработка методов получения и модификации наноразмерных и наноструктурированных магнитных порошков с высокой адсорбционной емкостью. Перспективным подходом получения и модификации наносорбентов на основе кислородсодержащих соединений железа является метод механохимической обработки, который позволяет получать порошки с малым размером частиц, высокой плотностью дефектов и повышенной реакционной способностью [11-13]. Кроме того механическая обработка порошков оксидов железа может способствовать увеличению их адсорбционной емкости [14].

В данной работе представлены результаты исследования возможности использования магнитных сорбентов на основе Fe₃O₄ и γ-Fe₂O₃ для очистки воды от ионов Co (II), Ni (II) и Cd (II).

В качестве магнитных сорбентов использовались:

1) механоактивированный порошок γ-Fe₂O₃ с площадью удельной поверхности 70-75 м²/г, полученный в результате механической обработки в присутствии этилового спирта в планетарной шаровой мельнице коммерческого порошка γ-Fe₂O₃ (Alfa Aesar, Великобритания, чистота 99.9 %, 34-35 м²/г) [14];

2) порошок Fe₃O₄ с площадью удельной поверхности 30-35 м²/г, полученный методом механохимической обработки в планетарной шаровой мельнице порошка карбонильного железа чистотой 99,98 % с дистиллированной водой.

Рисунок 1. Дифрактограммы механообработанных порошков Fe₃O₄ (а) и γ-Fe₂O₃ (б).

Порошки магнитных сорбентов являются однофазными (рис. 1). Кроме того, исследуемые порошковые материалы характеризуются высокой дефектностью и малым размером областей когерентного рассеяния (ОКР), о чем свидетельствуют наблюдаемые достаточно широкие дифракционные максимумы. Микрофотографии порошков Fe₃O₄ и γ-Fe₂O₃ представлены на рис. 2. Частицы порошков Fe₃O₄, полученных в результате механохимической обработки железа, имеют размер до 10-20 мкм. При этом большинство наблюдаемых крупных частиц представляют собой агломераты, состоящие из более мелких частиц размером до 3-5 мкм (рис. 2а). В тоже время, для образца γ-Fe₂O₃ не наблюдается образования крупных агломератов (рис. 2б). Полученный порошок содержит отдельные частицы размером от 50 до 100 нм, не связанные в агрегаты и агломераты, что согласуется с данными измерения площади удельной поверхности образцов. Таким образом, метод механохимической обработки и активации позволяет получать порошковые материалы с контролируемым размером частиц и высокой степенью дефектности, что имеет существенное прикладное значение. В первую очередь, с точки зрения использования полученных порошков в качестве магнитных сорбентов для ионов тяжелых металлов.

Рисунок 2. Микрофотографии порошков Fe₃O₄ (а) и γ-Fe₂O₃ (б).

При исследовании сорбционных свойств порошков γ-Fe₂O₃ и Fe₃O₄, использовали водные растворы Co(NO₃)₂, Ni(NO₃)₂, СdSO₄ с начальной концентрацией ионов металлов 100 мг/л. В стандартном эксперименте 0.1 г адсорбента добавляли к 50 мл раствора металла (рН = 6.5 ± 0,1). Длительность контакта сорбента с раствором составляла 4 часа при комнатной температуре. Отделение сорбента от раствора осуществлялось с помощью магнита и шприцевого фильтра из ацетата целлюлозы (размер пор – 0.45 мкм). Исходная и равновесная концентрация ионов металлов определялись с использованием атомно-эмиссионного спектрометра с индуктивно связанной плазмой iCAP 6300 ICP (Thermo Fischer Scientific). Равновесная адсорбционная емкость сорбента q_e (ммоль/г) рассчитывалась по уравнению 1:

,                                                             (1)

где C₀ и C_e (ммоль/л) – исходная и равновесная концентрации ионов металлов в водном растворе, V (л) – объем раствора, а m (г) – масса адсорбента.

Рисунок 3. Стадии очистки модельных растворов от ионов Co(II) с помощью магнитных порошковых сорбентов Fe₃O₄: исходный раствор (а), после добавления магнитного сорбента (б), после очистки и отделения сорбента магнитом (в).

На рис. 3. представлены фотографии, иллюстрирующие основные стадии очистки водных растворов от ионов тяжелых металлов с помощью магнитных сорбентов – порошков Fe₃O₄ и γ-Fe₂O₃. Показано, что магнитные сорбенты на основе механообработанных порошков оксидов железа могут быть удалены после сорбции из очищаемой системы с помощью магнитного поля (природного или искусственного магнита). Таким образом, исследуемые механообработанные порошки Fe₃O₄ и γ-Fe₂O₃ отвечают одному из ключевых требований к магнитным сорбентам и могут быть использованы для комплексных систем очистки сточных вод от ионов тяжелых металлов.

Рисунок 4. Равновесная адсорбционная емкость сорбентов q_e при очистке водных растворов от ионов Co (II), Ni (II) и Cd (II).

Представленные на рис. 4 экспериментальные данные свидетельствуют о том, что равновесная адсорбционная емкость сорбентов по отношению к исследуемым ионам возрастает в ряду Co (II) – Ni (II) – Cd (II), что согласуется с данными, полученными для магнитных сорбентов иных составов: нанотрубок γ-Fe₂O₃ [15], α-Fe₂O₃, допированного Ni [13] и пр. При этом сорбенты на основе Fe₃O₄ являются более эффективными в представленных условиях, чем порошки γ-Fe₂O₃. По всей видимости, связано это с различным механизмом сорбции. Удаление загрязнений маггемитом происходит с помощью физической сорбции без химического взаимодействия. Тогда как, для магнетита возможна как химическая, так и физическая сорбция в зависимости от условий использования [2]. Таким образом, проведенные исследования показывают, что механообработанные порошки на основе Fe₃O₄ и γ-Fe₂O₃ могут быть использованы в качестве магнитных сорбентов при очистке сточных вод от ионов тяжелых металлов.

Введение. Загрязнение тяжелыми металлами атмосферы, почвы, воды является серьезной проблемой, потому что все больше культурных ландшафтов попадают под их воздействие, что в свою очередь сказывается как на продуктивности сельскохозяйственных культур, так и на качестве продуктов [1,2]. К стойким химическим загрязнителям кумулятивного действия со специфическими токсическими свойствами относятся тяжелые металлы. Значимость проблемы загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами объясняется, прежде всего, широким спектром их действия на организм человека. Металлы влияют практически на все системы организма, оказывая токсическое, аллергическое, канцерогенное, гонадотропное действие. Тяжелые металлы и некоторые микроэлементы, находящиеся в повышенных количествах в питьевой воде, влияют на здоровье людей, т.к. обладают тропностью – избирательно накапливаются в определенных органах и тканях, структурно и функционально нарушая их [3,4]. В связи с этим актуальна задача разработки сорбентов, обладающих высокой способностью извлечения ионов металлов из воды и применение которых было бы экономически целесообразно. 
Целью данной работы является исследование процесса сорбции ионов тяжелых металлов полисахаридным сорбентом из водных растворов. 
Экспериментальная часть. Кинетику сорбции ионов тяжелых металлов исследуют в статических условиях при перемешивании методом ограниченного объема раствора [5]. Для получения кинетических кривых в серию пробирок помещают навески сорбента массой по 0,10 г, заливают их 10 см³ водного раствора сульфата металла. Начальная концентрация ионов металлов составляла 1,5·10^-4 моль/л. Через определенные промежутки времени раствор отделяют от сорбента фильтрованием и определяют в нем текущую концентрацию ионов металлов (С_τ) методом атомно-абсорбционной спектроскопии на приборах 210VGP и МГА-915МД.
Для исследования влияния концентрации металла в растворе на равновесие в ионообменной системе получают изотермы сорбции. Для получения изотерм процесс сорбции проводят следующим образом: в серию пробирок помещают навески сорбента массой по 0,10 г и заливают их 10 см³ водного раствора сульфата металла с концентрациями металла в интервале 1,510^-4 – 510^-2 моль/л и выдерживают при перемешивании до установления состояния равновесия (время достижения сорбционного равновесия определяют при исследовании кинетики сорбции). Затем раствор отделяют от сорбента фильтрованием и определяют в нем равновесную концентрацию ионов металла (С_е) методом атомно-абсорбционной спектроскопии. Сорбционную емкость сорбента в каждый конкретный момент времени τ рассчитывают по формуле (1):

_, (1)

где С_sorb.– сорбционная емкость, мг/г; С₀ – начальная концентрация ионов металла, моль/л; С – концентрация ионов металла в момент времени , моль/л;

m – масса навески сорбента, г; V – объем раствора, см³.

При снятии изотермы сорбции в условиях установившегося равновесия в системе определяют равновесную концентрацию ионов металла в растворе (С_е) и рассчитывают равновесную сорбционную емкость:

, (2)

где С_sorb.,e – равновесная сорбционная емкость, мг/г; С_е – равновесная концентрация ионов металла, моль/л.

Степень извлечения α определяют следующим образом:

 (3)

Коэффициент распределения K_D рассчитывают как отношение концентрации ионов металла в фазе полимера (С_sorb.) к его содержанию в растворе:

(4)

Биотестирование водной фазы после контакта с сорбентом – топинамбуром проводят с использованием методики, основанной на определении смертности дафний при воздействии токсических веществ, присутствующих в исследуемой водной среде, по сравнению с контрольной культурой в пробах, не содержащих токсических веществ. В качестве тест-объекта используется Daphnia magna Straus. Биотестирование проводят в химических стаканах вместимостью 150 – 200 см³, которые заполняют 100 см³ исследуемой, предварительно насыщенной кислородом воды, в них помещают по десять дафний в возрасте 6 – 24 часа. Учет смертности дафний в опыте и контроле проводят через 24 часа [6].

Результаты и их обсуждение. Для определения параметров, характеризующих сорбционные свойства сорбента из стеблей топинамбура, были получены кинетические кривые сорбции ионов Cu(II), Zn(II). Результаты эксперимента на рисунке 1.

Согласно полученным данным стебли топинамбура сравнительно эффективно сорбируют ионы тяжелых металлов. Сорбция ионов Сu(II) выше, чем сорбция ионов Zn(II). Среднее время достижения сорбционного равновесия в гетерогенной системе водный раствор сульфата металла – сорбент составляет 5-10 минут.

Для определения предельной сорбционной емкости топинамбура были получены изотермы сорбции ионов Zn(II) и Cu(II) из водных растворов сульфатов. Результаты эксперимента представлены на рисунке 2.

Полученные экспериментальные данные описаны уравнением изотермы адсорбции Ленгмюра:

где А_R – предельная или максимальная сорбционная емкость полимера по данному металлу, моль/кг; К – концентрационная константа сорбционного равновесия, характеризующая интенсивность процесса сорбции, л/моль; С_е – равновесная концентрация сорбата, моль/л [7].
Линеаризация изотермы сорбции по уравнению (5) позволяет графически определить в уравнении Ленгмюра величины А и К из опытных данных по распределению исследуемого сорбата в гетерофазной системе водный раствор – целлюлозный сорбент.

Результаты обработки изотерм сорбции ионов тяжелых металлов топинамбуром по модели Ленгмюра представлены на рисунке 3 и в таблице 1.

Однако в последнее время сорбцию различных веществ (неполярных, полярных и ионогенных соединений) на микропористых сорбентах, в том числе, на сорбентах целлюлозной природы, описывают с позиций теории объемного заполнения микропор (ТОЗМ). Согласно литературным данным, большая часть внутреннего пространства целлюлозного волокна приходится на поры диаметром 3 нм, поэтому такие сорбенты можно отнести к твердым адсорбентам с развитой микропористой структурой. 
Уравнение ТОЗМ для адсорбции из растворов в его наиболее общей форме имеет вид [7]:

 (7)

где Е – характеристическая энергия адсорбции, С_s – растворимость сорбата, С_е и А – равновесные концентрации распределяемого вещества в объемной и адсорбционной фазах соответственно, А_∞ - предельная концентрация сорбата в адсорбционной фазе, n – целое число, преимущественно 1, 2, 3. 
Экспериментальные изотермы были обработаны в рамках модели ТОЗМ (рис. 4).

Как свидетельствуют литературные данные [8], предельная сорбция (А_∞) на немодифицированных целлюлозных сорбентах не превышает 1 моль/кг, а для модифицированных – 2,6 моль/кг. Это согласуется с результатами, полученными при обработке изотермы с использованием модели адсорбции Ленгмюра (табл. 2). 
Таким образом, как видно из рис. 3, 4 в координатах С_е/А – С_е и lnA – ln (C_s/C_е) наблюдаются линейные зависимости с коэффициентом корреляции (R) 0,99. Это говорит о том, что экспериментальные данные по сорбции ионов меди и цинка на топинамбуре хорошо аппроксимируются уравнением Ленгмюра и ТОЗМ, а из значений величин предельной сорбции (А_∞) (табл. 1, 2), полученных в ходе обработки изотерм сорбции с использованием этих двух уравнений (моделей сорбции) следует, что данный целлюлозный сорбент обладает достаточно высокой связывающей способности по отношению к ионам меди и цинка.

Выводы. Исследованы сорбционные свойства полисахаридного сорбента из стеблей топинамбура по отношению к ионам Cu(II), Zn(II). 
Экспериментальные изотермы сорбции ионов тяжелых металлов обработаны в рамках моделей сорбции Ленгмюра и ТОЗМ. Показано, что модели позволяют достаточно хорошо описывать процесс сорбции с коэффициентом корреляции 0,99 в линейной форме уравнения. Установлено, что предельная сорбция А_∞, полученная с использованием модели Ленгмюра согласуется с опытными данными. 
Проведена оценка токсичности стеблей топинамбура методом биотестирования по смертности дафний. Установлено, что топинамбур является безопасным и может быть использован для сорбционной очистки пищевых сред.

Материалы и методы.

Методологической основой геоэкологического и эколого-геохимического изучения природной среды является системный подход и анализ компонентов природно-техногенной системы окружающей среды. Антропогенное воздействие, приводящее к изменению химического состава одного или нескольких компонентов окружающей среды территорий, является геохимическим [1]. Поэтому, одним из важнейших методов определения экологической обстановки является геохимический метод, позволяющий оценить геохимическое состояние территории, которое в основном зависит от уровня техногенного загрязнения, формирующего аномальные геохимические зоны. При этом оптимальной группой показателей площадной оценки экологической обстановки могут быть почвенный и снежный покров [2]. Почвы являются первым геохимическим барьером на пути миграции токсичных веществ и их концентрации. Геохимическое состояние территории, которое в основном зависит от уровня техногенного загрязнения, формирующего аномальные геохимические зоны, а также от природно-геологических факторов, играет важную роль среди критериев оценки экологического риска [3-5]. Особая роль отводится геодинамическим активным зонам, где наблюдается наибольшая концентрация геохимических аномалий [6-9].

Автор принимала участие в составе геоэкологической партии ФГУП «Геокарта-Пермь» (руководитель работ д.г.-м.н. И.С. Копылов), в проведении региональных геоэкологических исследований, эколого-геохимической, ландшафтно-геохимической съемки на территории Пермского края (области) и участие в обработке материалов при составлении эколого-литогеохимических карт районов Красноярского края, ландшафтно-геохимической типизации территории, оценке влияния техногенных факторов на здоровье населения [10, 11]. Основными объектами исследований были почвы (а также другие компоненты окружающей среды – ландшафты, подземные и поверхностные воды, снежный и растительный покров, приземный воздух), являющиеся накопителями токсичных химических элементов, а, следовательно – индикаторами антропогенного загрязнения. Оценка состояния почвенного покрова проводилась по изучению микроэлементного состава спектральным анализом и нефтепродуктам. Было проанализировано несколько тысяч проб. Изучен характер и распределение тяжелых металлов почвенного покрова, характеристики которых в сравнении с предельно-допустимыми концентрациями (ПДК) приведены в публикациях [12-14] составлен комплект карт с учетом методических рекомендаций [15-17].

Результаты и их обсуждение

В результате проведенных исследований были получены следующие результаты.

В Пермском Приуралье в рассматриваемом районе нефтегазовых месторождений (Лобановское, Козубаевское, Баклановское, Ильичевское, Юрманское, Обливское, Кукуштанское, Южно- Кукуштанское, Лазуковское, Троельжанское, Елкинское, Ожгинское, Кыласовское, Ергачинское, Кокуйское) [18, 19] в пределах крупных аномальных геохимических зон преимущественно природного характера установлены аномалии с превышением ПДК в почвах по: Cr, Mn, Ni, Co, Mo, Ti, Zr, Cu, V, Pb, P, Ba, Ga, Sr, Zn – до 4-5, реже до 10-15 ПДК. Наиболее крупные из них, с площадями 100-500 км²выделяются по Cu, Cr, Mn, Ni, Co, Ti, Ba. Преобладает северо-восточное простирание аномалий, параллельно направлению крупных тектонических зон и нефтегазоносных структур.

В Восточной Сибири (Юрубчено-Тохомская зона нефтегазонакопления, Юрубченское и Оморинское месторождения нефти) установлены аномалии в почвах с превышением ПДК по: Mn, Ni, Ti, Zr, Cu, V, Pb, P, Ba, Ga, Sr- до 1,5-2, реже до 4 ПДК. Характеристика аномалий и условия их образования изложены в работах [20, 21]. Наиболее крупные аномалии с площадями 100-400 км² (установлены в районах нефтегазовых месторождений) по: Pb, Cu, Cr, Ti, Ba, Mn, Co.

По результатам исследований составлены моноэлементные карты распределений элементов, геоэкологические и эколого-геохимические карты районов масштаба 1:200 000.

Сделаны следующие выводы.

1. В обоих нефтегазовых районах наиболее опасными являются элементы: Pb, Cu, Cr, Ti, Ba, Mn, Co. Все они имеют высокий фон и создают контрастные аномалии.

2. Техногенное воздействие нефтепромыслов и отдельных скважин на почвы имеет в целом, локальный характер.

3. Отмечается сильная загрязненность тяжелыми металлами на некоторых участках скважин. Статистический анализ показал более высокие средние значения микроэлементов на участках скважин по сравнению с фоновыми, однако, эти различия в целом, не очень существенны.

4. Анализ содержания нефтепродуктов в почвах показал на повышенное их содержание в пределах изученных площадок скважин районов месторождений с превышением ПДК и фона от 2-3 до 20 раз.

5. Наблюдается также приуроченность многих аномалий к зонам тектонических нарушений геодинамических активных зон и локальных поднятий. Поэтому, не исключая, техногенного влияния на формирование крупных аномалий, контролирующую роль на территориях в целом играет природный фактор, обусловленный ландшафтно-геохимическими, геодинамическими, структурно-тектоническими и биогеохимическими миграционными процессами.

6. Влияние тяжелых металлов в почвах и других компонентов (особенно – в приповерхностной гидросфере) вносит существенный вклад на комплексный интегральный показатель состояния окружающей среды. Поэтому практически все территории в районах нефтегазовых месторождений с учетом методик оценки [15, 17, 22-24] характеризуются как зоны экологического риска или кризиса.

Почва – это важнейшая составляющая экосистемы, которая аккумулирует химические загрязняющие вещества. Среди многочисленных загрязнителей особое место занимают тяжелые металлы, они связываются с минеральными и органическими соединениями, что повышает общий уровень токсичности почвы, но в то же время обусловливает одну из ее экологических функций – образование барьера на пути поллютантов в грунтовые воды. [2-17]

Тяжелые металлы опасны тем, что имеют способность к биоаккумулированию, то есть накоплению в тканях живых организмов, и при избыточных концентрациях проявляют свои токсические свойства. Очевидно, что в условиях городов проведение исследования содержания тяжёлых металлов в почвах для оценки экологического состояния территории является актуальной задачей. [2]

В последнее время возрос интерес к почвенному покрову как основному фактору формирования экосистем региона. Изучаются вопросы влияния почв на формирование буферной способности вод к закислению, рассматривается роль почв и их сельскохозяйственного использования в эвтрофировании водоемов, накоплении, перераспределении и формировании тяжелых  металлов в гидрографическую сеть.  [2]

В 2014 году, в год 130-летия со дня рождения Н.Клюева, в городе Вытегра при поддержке «фонда Тимченко», правительства Вологодской области и Вытегорского муниципального района создан дендропарк имени Николая Клюева, в котором высажены деревья, цветы и кустарники, наиболее часто упоминаемые поэтом, дополненные растительными композициями и малыми архитектурными формами в стиле клюевской поэзии.

Создание дендропарка – уникальный неповторимый опыт, позволяющий увековечить память одного из самых талантливых русских поэтов, соединить культурно-историческую и экологическую составляющие. Это инструмент воздействия на сознание, формирующий нравственно-ценностное отношение к природе.

Площадь парка около 1 га, и он разделен на 4 зоны: мелколиственная, широколиственная, хвойный бор и райский сад. На территории каждой зоны высажены определенные деревья.

Целью настоящего исследования явилась оценка содержания в почвах дендропарка имени Николая Клюева тяжелых металлов.

Объектами исследования явились почвы дендропарка имени Николая Клюева. Почвенные образцы отобранны в 2014 г. Всего заложено 3 почвенных шурфа.

Наши исследования тяжёлых металлов представлены в табл. 1

Таблица 1 – Содержание тяжелых металлов почвах дендропарка имени Николая Клюева, мг/кг

Содержание изученных тяжёлых металлов (табл. 1) в пределах территории дендропарка имени Николая Клюева не превышает ПДК и ОДК в верхних почвенных горизонтах почв.

Почвенное содержание тяжёлых металлов практически не подвержено каким-либо изменениям  – показатели практически статичны, что предположительно говорит о том,  что почвенный покров территории дендропарка имени Николая Клюева не подвергается пагубным антропогенным изменениям,  которые могли бы способствовать проникновению тяжёлых металлов в слои почвыи увеличить уровень загрязнения.

Коэффициент вариации содержания тяжелых металлов в почвах дендропарка имени Николая Клюева, мг/кг

Коэффициент вариации изученных тяжёлых металлов (табл. 2) в пределах территории дендропарка имени Николая Клюева в основном не превышает малых и средних показателей, исключение составляет вариация ртути, имеющая большие показатели,  что говорит о значительной дифференциации почвенных условий данного объекта по содержанию данного тяжёлого металла.  В  целом,  показатели тяжёлых металлов в почвах территории дендропарка имени Николая Клюева не отличаются значительной дифференциацией,  почвы по их содержанию достаточно однородны,  исключая лишь данные по ртути.

Поскольку информация о техногенном загрязнении тяжелыми металлами почв территории дендропарка имени Николая Клюева отсутствует, то полученные нами данные существенно расширили представления о фоновом уровне загрязнения городских почв и позволяют создать банк данных для комплексной экологической оценки окружающей среды.

Результаты исследования могут быть использованы для разработки рекомендаций, направленных на оздоровление и сохранение окружающей среды городов.

Материалы и методика исследований.

Исследования проводились в несколько методических этапов.

Первый этап оценки экологических рисков (под которыми понимаются совокупность рисков, угрожающих здоровью и жизни людей и рисков угрозы состоянию обитания, а также – экосистемам [3, 4]) заключался в сборе и анализе существующей информации. Разносторонний материал, имеющийся в многочисленных организациях, слабо систематизирован и обобщен. Существуют и объективные трудности его получения и обновления. Общие недостатки исходного материала не позволяют создавать карты риска, на которых категории и степени опасности оценивались бы на детальном уровне.

Второй этап заключался в накладывании карт исходного материала посредством применения геоинформационных технологий (программы ArcGIS, ArcView GIS) [5]. В качестве исходного материала были использованы эколого-геологическая, эколого-геохимическая, ландшафтно-геохимическая, инженерно-геологическая, неотектоническая, геодинамическая карты Пермского края масштаба 1:500 000, схема распространения опасных экзогенных процессов, схема техногенной нагрузки, карта плотности населения, (фондовые и опубликованные материалы ПГНИУ, ФГУП «Геокарта-Пермь» и др.) [6-8], комплект карт по динамике распространения болезней населения Пермского края и др. [9-10].

Третий этап (тематический) – эколого-геохимическое и ландшафтно-геохимическое районирование территории. Геохимическое состояние территории, которое в основном зависит от уровня техногенного загрязнения, формирующего аномальные геохимические зоны, играет важную роль среди критериев оценки экологического риска. Наиболее чуткий индикатор геохимической обстановки в ландшафте – почва, которая находится на пересечении всех транспортных путей миграции химических элементов. Почва фиксирует статичные контуры загрязнения и отражает кумулятивный эффект многолетнего антропогенного воздействия. Формирование геохимических аномалий зависит также от природно-геологических факторов, которые играют важную роль среди критериев оценки экологического риска [11-16]. Особая роль отводится неотектонической активности и геодинамическим активным зонам, где наблюдается наибольшая концентрация геохимических аномалий [17-21].

Четвертый и пятый этапы – интегральная оценка состояния природной среды и оценка медико-экологических рисков, классификации территории с учетом показателей рисков. Методика общей оценки состояния природной среды, в том числе – почв разработана недостаточно, существуют различные подходы по количеству градаций ранжирования степени экологической оценки и критериям оценки. Наиболее оптимальной на современном этапе является четырехранговая оценочная структура экологического состояния, разработанная для экосистем, выделяющего четыре уровня природно-антропогенных экологических нарушений – нормы, риска, кризиса и бедствия. В соответствии с этим выделяются: класс удовлетворительного (благоприятного), условно удовлетворительного (умеренно опасного), неудовлетворительного (опасного) и катастрофического состояния (чрезвычайно опасного) [22-25].

Результаты и их обсуждение

На территории Пермского края проведено многоцелевое геохимическое картирование масштаба 1:1 000 000 (МГХК-1000) с литогеохимическим опробованием по почвам (при участии автора). Спектральным анализом в пробах почв определялись 34 элемента (Mn, Ni, Co, V, Ti, Cr, Zr, W, Mo, Cu, Zn, Pb, Sn, Ag, Au, Bi, Cd, Sb, As, P, Be, Ba, Ge, Ga, Nb, Pt, Y, Hf, Sr, Ta, Tl, Tе, Li, Sc), из которых установлено присутствие 25 элементов. Не обнаружены: Au, Bi, Sb, As, P, Pt, Ta, Tl, Tе (Sb, As, Bi обнаружены только в техногенных почво-грунтах г.Перми). В пробах донных осадков определялись 23 элемента (Mn, Ni, Co, V, Ti, Cr, Zr, Mo, Cu, Zn, Pb, Sn, Ag, Bi, Be, Ba, Ga, Nb, Sc,Y, Sr, Hg, U).

По каждому элементу построены карты распределения с выделением аномалий, а также интегральные карты оценки экологического состояния территории. В результате анализа распределения химических элементов в почвах верхнего горизонта, установлены аномалии с превышением ПДК в почвах по: Cr, Mn, Ni, Co, Mo, Ti, Zr, Cu, V, Pb, P, Ba, Ga, Sr, Zn – до 2-5, реже до 10-15 ПДК. Наиболее опасными элементами для южной части Пермского Приуралья являются следующие элементы, имеющие высокие средние содержания, превышающие или близкие к ПДК: Ni, Cu, Zn, Pb, V, Mn.

Геохимические аномалии в почвенном покрове образуются путем взаимодействия двух групп факторов – внешних и внутренних. К внешним факторам относятся различные виды антропогенных воздействий, а к внутренним – собственные свойства почвы. Как правило, аномалии оконтуривают населенные пункты. Особенно площади их велики в окрестностях городов. Это дает основания полагать, что происхождение аномалий преимущественно антропогенное.

Кроме того, наблюдается северо-восточное простирание аномалий, параллельно направлению крупных тектонических зон и нефтегазоносных структур. Техногенное воздействие нефтепромыслов и отдельных скважин на почвы имеет в целом, локальный характер. Отмечается сильная загрязненность тяжелыми металлами на некоторых участках скважин. Статистический анализ показал более высокие средние значения микроэлементов на участках скважин по сравнению с фоновыми, однако, эти различия в целом, не очень существенны. Наблюдается также приуроченность многих аномалий к зонам тектонических нарушений, локальным поднятиям. Поэтому, не исключая, антропогенного влияния на формирование крупных аномалий, большую роль играет природный фактор, обусловленный ландшафтно-геохимическими, геодинамическими, структурно-тектоническими и биогеохимическими миграционными процессами [26-29]. Анализ содержания нефтепродуктов в почвах показал на повышенное их содержание в пределах изученных площадок скважин районов месторождений с превышением ПДК и фона от 2-3 до 20 раз.

Проведенные эколого-геохимические исследования по почвенному покрову дают возможность охарактеризовать общую экологическую обстановку рассматриваемого района Приуралья следующим образом. Следуя классификации, базирующейся на концепции предельно-допустимых концентраций с учетом класса опасности элементов, было проведено ранжирование экологического состояния почв рассматриваемой территории. Установлено, что в районе практически отсутствуют участки с допустимым экологическим состоянием, поскольку во всех пробах почв отмечается превышение ПДК по элементам. Поэтому территория по состоянию почвы ранжирована на 3 класса состояния: умеренно опасное, опасное и чрезвычайно опасное (рис. 1).

Заключительным этапом комплексных экологических исследований считается выполнение процедуры специальной классификации территории с учетом показателей риска. Под индексом риска понимается отношение величин сложившихся антропогенных нагрузок и определяемых ими предпосылок болезней человека [2].

Уровень риска характеризуется минимальными, средними и высокими значениями. Для количественной оценки экологических рисков информация оказалась недостаточной, поэтому мы воспользовались методикой оценки природных рисков по условной 10-балльной шкале с учетом возможного ущерба для населения [13], а также исследованиями Главного управления по делам ГО И ЧС Пермского края [9].

Максимальный балл присвоен опасным природным процессам и явлениям с наивысшей степенью риска для населения и хозяйства. Вероятна гибель всего живого, огромные разрушения и значительный экономический ущерб хозяйству.

Рис. 1. Карта экологических рисков по геохимическим критериям

В группу сильных рисков – с балльностью от 9 до 7 – отнесены опасные природные процессы со значительным числом пострадавших среди населения, значительными хозяйственными разрушениями и ощутимым хозяйственным ущербом.

Группу средних рисков – с балльностью от 6 до 3 – составляют природные ситуации с единичными случаями среди жертв населения, однако довольно значительным числом пострадавших от травматизма, обострения хронических заболеваний, снижением трудоспособности. Хозяйственные разрушения приводят к сбоям в ритме городской жизни и работы, вызывают дополнительные материальные затраты.

К группе слабых рисков – от 2 до 1 балла могут быть отнесены некоторые природные процессы и явления, слабо проявляющиеся на территории исследуемого района, однако привносящие в жизнь жителей некоторые сложности, наносящие моральный ущерб.

В целом, проведенный анализ природных и техногенных рисков позволяет выделить следующие участки повышенного риска рассматриваемой территории:

Пермско-Краснокамская зона:

- риски химического и нефтеперерабатывающего производств;

- риски транспортных аварий;

- карстовая и оползневая опасности;

- риск геодинамической и сейсмоактивности;

Лысьвенско-Чусовская зона:

- риски химического производства

- риски транспортных аварий на железных дорогах, нефтегазопроводах;

- риск геодинамической и сейсмоактивности;

Кунгурско-Сылвенская зона:

- риск паводкового затопления;

- карстовая опасность;

- риск геодинамической и сейсмоактивности;

Осинско-Чернушинская зона:

- риски аварий на нефтегазопроводах;

- оползневая опасность;

- возможные проявления последствий ядерных взрывов в районе Осинского месторождения нефти.

Учитывая наличие высокой степени проявления техногенных опасностей на территории исследуемого района, были рассмотреть медико-экологические риски, влияющие на здоровье человека, как часть общей проблемы экологических рисков.

На территории южной части Пермского края выделяются районы, фактически не имеющие крупных производственных мощностей и источников промышленного воздействия на население. К таким территориям отнесены районы: Бардымский, Березовский, Большесосновский, Еловский, Кишертский, Куединский, Оханский, Сивинский, Уинский, Частинский. Данные районы не всегда отличаются низким уровнем заболеваемости населения, однако, экологические проблемы этих территорий не относятся к категории «острых». Наибольшая степень заболеваемости для рассматриваемой территории отмечается в гг. Краснокамске, Перми, Чайковском, Лысьве, Кунгуре, Чернушинском и Пермском районах. Настораживает рост числа отдельных видов заболеваний, которые часто приобретают хроническое течение, обусловливают увеличение общей распространенности заболеваний среди населения. Для взрослого населения это заболевания крови и кроветворных органов, бронхо-легочная патология, имеющие тенденции к увеличению. Для крупных индустриальных центров Пермской области существует проблема оценки токсического действия относительно невысоких концентраций тяжелых металлов, оказывающих внешне малозаметное влияние на окружающую среду. Между тем, загрязнение именно такого рода, действуя длительное время, способно вызвать серьезные сдвиги в существующем в природе биологическом равновесии [4].

На основании данных, полученных в ходе исследования проблемы, установлено, что на территории южной части Пермского края более 1,5 миллиона человек проживают на экологически неблагополучных территориях, что во многом определило низкий уровень состояния здоровья населения. Экологические факторы риска зависят, в основном, от комплексной техногенной нагрузки и природно-геологических опасностей. Почти 80% населения на рассматриваемой территории проживает в неблагоприятных условиях.

Таким образом, в южной части Пермского края проведен анализ природных и техногенных опасностей; проведен эколого-геохимический анализ территории с районированием по степени экологической опасности; выявлены неблагоприятные медико-экологические ситуации территории; построена предварительная карта медико-экологических рисков по техноприродным опасностям (масштаб 1:1 000 000), являющихся основой для дальнейшего анализа экологических рисков. На основании доступной информации о существующих источников опасности природного и техногенного характера, произведена медико-экологическая оценка риска территории. Геохимические исследования показали, что для аномальных зон существует связь между повышенным содержанием химических элементов в среде и уровнем заболеваемости населения. Отмечается тенденция увеличения числа заболеваний среди взрослых и детей.

На основе полученных результатов можно сделать рекомендации по дальнейшим исследованиям:

- провести оценку природных рисков на более детальном уровне (в масштабе 1:200 000) с учетом основных природно-техногенных опасностей;

- провести компьютерное моделирование условий развития чрезвычайных ситуаций, связанных с ОПТП;

- провести анализ опасности воздействия негативных экологических эффектов на окружающую среду и человека;

- провести количественную оценку, связанную с потерями (ущербом) от ОПТП для населения на основе анализа величины риска.

Тяжелые металлы опасны тем, что имеют способность к биоаккумулированию, то есть накоплению в тканях живых организмов, и при избыточных концентрациях проявляют свои токсические свойства. Очевидно, что в условиях городов проведение исследования содержания тяжёлых металлов в почвах для оценки экологического состояния территории является актуальной задачей.

В последнее время возрос интерес к почвенному покрову как основному фактору формирования экосистем региона. Изучаются вопросы влияния почв на формирование буферной способности вод к закислению, рассматривается роль почв и их сельскохозяйственного использования в эвтрофировании водоемов, накоплении, перераспределении и формировании тяжелых  металлов в гидрографическую сеть.  [2]

В 2014 году, в год 130-летия со дня рождения Н.Клюева, в городе Вытегра при поддержке «фонда Тимченко», правительства Вологодской области и Вытегорского муниципального района создан дендропарк имени Николая Клюева, в котором высажены деревья, цветы и кустарники, наиболее часто упоминаемые поэтом, дополненные растительными композициями и малыми архитектурными формами в стиле клюевской поэзии. Создание дендропарка – уникальный неповторимый опыт, позволяющий увековечить память одного из самых талантливых русских поэтов, соединить культурно-историческую и экологическую составляющие. Это инструмент воздействия на сознание, формирующий нравственно-ценностное отношение к природе.

Площадь парка около1 га, и он разделен на 4 зоны: мелколиственная, широколиственная, хвойный бор и райский сад. На территории каждой зоны высажены определенные деревья. [4]

Целью настоящего исследования явилась оценка содержания в почвах дендропарка имени Николая Клюева тяжелых металлов.

Объектами исследования явились почвы дендропарка имени Николая Клюева. Почвенные образцы отобраны в период с 2014 по 2015 гг.

Кислотность почвы – важнейший экологический параметр, влияющий на условия жизнедеятельности почвенных микроорганизмов и растительных сообществ, а также аккумуляцию и подвижность металлов в почвенном покрове). При высоком уровне кислотности происходит угнетение роста и развития многих растений, нарушается жизнедеятельность микрофлоры. При высоком уровне кислотности почвы нужно вносить известь. Кислотность почвы характеризуется показателем pH солевой вытяжки.

В нашем случае pH солевой вытяжки на исследованных почвенных пробах  (от 4,7 до 5,3)  имеет кислую реакцию,  поэтому,  необходимо проводить известкование.

Очень важное значение имеет уровень эффективного плодородия почвы, т.е. содержание в почве подвижного фосфора и калия.

В исследованных нами почвах низкая обеспеченность фосфором (22-25  мгкг) и повышенная обеспеченность калием (115-153,5  мгкг). Следует рекомендовать внесение фосфорных удобрений.

Общую загрязненность почвенных условий определяет валовое содержание тяжелых металлов, а доступность элементов для питания растений – подвижные формы металлов. Загрязнённость подвижными формами тяжёлых металлов  наиболее опасна, потому что в такой форме может происходить их ассимиляция растительными организмами. Валовые формы тяжёлых металлов – это потенциальный запас подвижных форм элементов, активно участвующих в биологическом круговороте веществ.

По всем исследуемым тяжёлым металлам нами не выявлено превышений допустимых концентраций. 

Выводы. 

1. pH солевой вытяжки на исследованных почвенных пробах  (от 4,7 до 5,3)  имеет кислую реакцию,  поэтому,  необходимо проводить известкование.

2. В исследованных нами почвах низкая обеспеченность фосфором (22-25  мгкг) и повышенная обеспеченность калием (115-153,5  мгкг). Следует рекомендовать внесение фосфорных удобрений.

3. По всем исследуемым тяжёлым металлам нами не выявлено превышений допустимых концентраций.

4. Дендропарк имени Николая Клюева расположен вблизи федеральной трассы А119 Вологда-Медвежьегорск, а это значит, что почва подвержена накоплению и увеличению содержания тяжелых металлов от автомобильных выхлопных газов. Сейчас в дендропарке ПДК по тяжелым металлам находятся в норме, и это не представляет никакой угрозы ни людям, ни микроорганизмам, ни растениям. Но, к сожалению, в связи с увеличением автомобилей на дорогах, и ухудшением экологии, так будет не всегда. И, вероятнее всего, через пару лет ПДК будут выше нормы и смогут нанести вред окружающей среде.

Можно с уверенностью сказать, что известкование, фосфоритование и посадка фитомелиорантов на нашу территорию в десятки раз дешевле, гораздо выгоднее и экономически эффективнее, нежели внедрение нового звукоизоляционного ограждения.

Тяжелые металлы опасны тем, что имеют способность к биоаккумулированию, то есть накоплению в тканях живых организмов, и при избыточных концентрациях проявляют свои токсические свойства. Очевидно, что в условиях городов проведение исследования содержания тяжёлых металлов в почвах для оценки экологического состояния территории является актуальной задачей.

В последнее время возрос интерес к почвенному покрову как основному фактору формирования экосистем региона. Изучаются вопросы влияния почв на формирование буферной способности вод к закислению, рассматривается роль почв и их сельскохозяйственного использования в эвтрофировании водоемов, накоплении, перераспределении и формировании тяжелых  металлов в гидрографическую сеть.  [2]

В 2014 году, в год 130-летия со дня рождения Н.Клюева, в городе Вытегра при поддержке «фонда Тимченко», правительства Вологодской области и Вытегорского муниципального района создан дендропарк имени Николая Клюева, в котором высажены деревья, цветы и кустарники, наиболее часто упоминаемые поэтом, дополненные растительными композициями и малыми архитектурными формами в стиле клюевской поэзии. Создание дендропарка – уникальный неповторимый опыт, позволяющий увековечить память одного из самых талантливых русских поэтов, соединить культурно-историческую и экологическую составляющие. Это инструмент воздействия на сознание, формирующий нравственно-ценностное отношение к природе.

Площадь парка около1 га, и он разделен на 4 зоны: мелколиственная, широколиственная, хвойный бор и райский сад. На территории каждой зоны высажены определенные деревья. [4]

Целью настоящего исследования явилась экономическая оценка содержания в почвах дендропарка имени Николая Клюева тяжелых металлов.

Объектами исследования явились почвы дендропарка имени Николая Клюева. Почвенные образцы отобраны в период с 2014 по 2015 гг.

Экономическая эффективность — это соотношение между полученной продукцией, услугами и затратами труда, средств производства.

Именно поэтому крайне важно удовлетворить материальные, духовные и социальные потребности людей, чтобы обеспечить им высокий уровень жизни.

Особенно сильно это касается экологии, в частности, загрязнения почв.

Дендропарк имени Николая Клюева расположен вблизи федеральной трассы А119 Вологда-Медвежьегорск, а это значит, что почва подвержена накоплению и увеличению содержания тяжелых металлов от автомобильных выхлопных газов.

Сейчас в дендропарке ПДК по тяжелым металлам находятся в норме, и это не представляет никакой угрозы ни людям, ни микроорганизмам, ни растениям.

Но, к сожалению, в связи с увеличением автомобилей на дорогах, и ухудшением экологии, так будет не всегда. И, вероятнее всего, через пару лет ПДК будут выше нормы и смогут нанести вред окружающей среде.

Чтобы этого не допустить, можно пойти двумя путями:

1. Возведение звукопоглощающего забора
2. Фосфоритование, известкование почв и высадка ракитника

1.) Звукопоглощающие заборы – это новые технологии, созданные человеком для возведения рядом с автомагистралями, межрегиональными и федеральными трассами для создания благоприятных условий проживания и для того, чтобы обезопасить себя от вредных выбросов и негативного воздействия автотранспорта. В зависимости от типа защиты заборы бывают: звукоотражающие, звукопоглощающие и комбинированные.

Как правило, барьеры делаются в виде панелей, имеющих несущие балки с обеих сторон. Сверху панели обычно изогнуты, либо наклонены в сторону- с помощью такого приема уменьшается угол выхода шума и выхлопов в окружающее пространство.

Дендропарк имеет форму прямоугольника. Сторона, находящаяся максимально близко к дороге, имеет длину120 метров, плюс к этому5 метровдополнительно с обеих сторон, именно на такое расстояние необходимо возвести забор.

Каждая панель имеет средний размер 3*3 метра.

Средняя цена одной панели = 30 000 рублей.

125 м/3 м =41,7 панелей потребуется

41,7 панель * 30 000 рублей = 1 250 000 рублей стоимость всех панелей

Проектирование =500 000 рублей

Фундамент 10 000 рублей *125 м(на погонный метр) =1 250 000 рублей

Столбы, материалы: железные столбы, Двутов + болты, закладка = 500 000 рублей+работа сварщика 100 000 рублй =600 000 рублей

Спец. Техника+ транспортные расходы = 500 000 рублей

Итого: 1 250 000+500 000+1 250 000+600 000+500 000=4 100 000 рублей

(Данные были предоставлены ООО «Строй Дом»)

2.) Известкование является коренным приемом повышения плодородия кислых дерново-подзолистых почв. Известь оказывает многостороннее действие на почву. Она устраняет кислотность почвы, уменьшает содержание подвижного алюминия, улучшает микробиологическую деятельность в почве (аммонификацию, нитрификацию клубеньковых и свободно живущих в почве азотфиксирующих микроорганизмов), повышает насыщенность почв основаниями и буферность почв против подкисления.[69]

В нашем случае pH солевой вытяжки на исследованных почвенных пробах  (от 4,7 до 5,3)  имеет кислую реакцию,  поэтому,  необходимо проводить известкование.

Известкование лучше всего проводить доломитовой(известковой) мукой.

Площадь, на которую необходимо внести известковые удобрения равна 0,2 га, или 2000 м^2.

При pH равной 4,7-5,3 в дерново- подзолистые почвы необходимо вносить 0,3-0,4 кг/м²

0,4 кг/м²*2000 м²=800 кг потребуется доломитовой муки.

Средняя цена доломитовой муки по Вологодской области за1 кгравна 5,83 рубля.

800 кг*5,83 руб=4664 рубля-сумма, необходимая на известкование.

Фосфоритование- это метод, в котором примененяются фосфорные удобрения, для улучшения плодородия почвы. Обычно, проводят это мероприятие фосфоритной мукой.

Фосфоритование лучше проводить раз в 3-5 лет.

Очень важное значение имеет уровень эффективного плодородия почвы, т.е. содержание в почве подвижного фосфора и калия. В исследованных нами почвах низкая обеспеченность фосфором (22-25  мгкг) и повышенная обеспеченность калием (115-153,5  мгкг). Следует рекомендовать внесение фосфорных удобрений.

Средняя цена фосфоритной муки 4980 рублей за 1 тонну.

В 1 тонне=1000 кг

Следовательно, за1 кгцена доломитовой муки будет 4,98 рубля.

Из-за низкой обеспеченности фосфором в дерново-подзолистые почвы необходимо внести дозу.

Таблица 1.

Исходя из таблицы 1, делаем вывод, что нам необходимо внести 450-600 кг/га доломитовой муки.

600кг/га*4,98руб/кг=2988 рублей.

Искусственные насаждения с введением кустарников и почвоулучшающих растений является актуальной темой у многих исследователей и ученых.

Введение почвоулучшающих растений, или как их называют по- другому «фитомелиорантов», к которым относятся можжевельник обыкновенный, ракитник в культуры дендропарка способствует улучшению почвенного плодородия бедных почв, поддержанию и снижению  ПДК тяжелых металлов, повышению биологической устойчивости и биоразнообразия искусственных насаждений.

Но так как можжевельник уже высажен в нашем дендропарке как фитомелиорант, нам необходимо закупить только ракитник русский.

Средняя цена кустарника, размер которого от 1,5-2 мв ширину, по Вологодской области, равна 250 рублям.

На длину120 метровпонадобится около 60 кустарников.

250 руб*60 кустарников=15 000 рублей.

Если в дальнейшем возникнет необходимость в ракитнике как в фитомелиоранте, то вегетативным методом можно будет размножить и рассадить по территории.

Общая смета по 2 пункту составляет 4664руб+2988руб+15000руб=22652 рубля.

Делая вывод о затратах, учитывая всю подсчитанную смету, можно с уверенностью сказать, что известкование, фосфоритование и посадка фитомелиорантов на нашу территорию в десятки раз дешевле, гораздо выгоднее и экномически эффективнее, нежели внедрение нового звукоизоляционного ограждения.

В связи с активным развитием города Абакана техногенная нагрузка на почву возрастает. Характер воздействия зависит от назначения территории, разделяя всю площадь на сельскохозяйственные земли, зоны рекреации, промышленные объекты, жилые зоны и другие объекты. Химическое загрязнение почв оценивается по суммарному показателю химического загрязнения (Z_c), который  характеризует степень химического загрязнения почв обследуемых территорий различных классов опасности.

Для оценки почв г. Абакана было отобрано 20 проб на 10 пробных  площадках. Отбор проб проводился с глубины 0-5 см, 5-20 см. фоновая проба была взята на удалении 500 метров от автодорог и источников антропогенного загрязнения.

Отобранные пробы почв исследованы на наличие 4 элементов: Cd (кадмий), Cu (медь), Pb (свинец), Zn (цинк). Результаты проб одного из объектов представлены в таблице 1.

Таблица 1 – Содержание тяжелых металлов в почве г. Абакана на пробной площадке по ул. Некрасова

Согласно методике [3],  если суммарный показатель загрязнения Z_c менее 16, то состояние почв оценивают, как удовлетворительное, а загрязнение – допустимое. Такие почвы разрешается использовать без ограничения, за исключением объектов повышенного риска.

Из 10 пробных площадок по 3 выявилось превышение уровня ПДК по компонентам Zn (цинк) и Pb (свинец). Данные почвы оценены, как опасные, следовательно использование их ограниченно (засыпка котлованов при чередовании с чистым грунтом слоем не менее 0,5 м [2].

доцент кафедры биохимии и кормления животных 

Пищевые волокна – это остатки растительных клеток, способные противостоять гидролизу, осуществляемому пищеварительными ферментами человека. Данные волокна включают в себя полисахариды, олигосахариды, лигнин и ассоциированные растительные вещества.

В связи с увеличением населения и развитием промышленности, ученые разрабатывают и внедряют новые пищевые ингредиенты, которые оказывают благотворное воздействие на организм при их регулярном употреблении.

В основном пищевые волокна применяются в мясоперерабатывающей, кондитерской, хлебопекарной и молочной отрасли. В организме они выполняют следующие функции:

1. Сокращают время нахождения пищи в желудочно-кишечном тракте
2. Являются субстратом для бактерий кишечной микрофлоры
3. Повышают связывание и выведение из организма желчных кислот, нейтральных стеринов
4. Способны связывать и водить транзитом до 30% поступающих с пищей жиров
5. Замедляют доступ пищеварительных ферментов к углеводам
6. Связывают соединения тяжелых металлов и соединения, обладающие канцерогенной активностью.

Согласно сведениям, представленным в “Справочнике по элементарной химии” под ред. А.Т.Пилипенко [1], к тяжелым металлам отнесены элементы, плотность которых более 5 г/см³. Если исходить их этого показателя, тяжелыми следует считать 43 из 84 металлов Периодической системы элементов. Тяжелыми металлами являются никель, медь, цинк, олово, сурьма, теллур, вольфрам, ртуть, таллий, свинец, висмут.

Растения могут поглощать из почвы микроэлементы, в том числе тяжелые металлы, аккумулируя их в тканях или на поверхности листьев, являясь, таким образом, промежуточным звеном в цепи «почва — растение — животное — человек».[2-4]

Введение в рацион человека пищевых волокон позволяет снизить негативное воздействие на организм.

Помимо этого, использование этих волокон позволяет изменять свойства полуфабрикатов и готовых изделий: повышать водопоглотительную способность, увеличивать сроки их хранения, улучшать вкус и аромат готовых изделий.

Одним из методов получения этих ингредиентов является мицеллирование. С помощью данной технологии натуральные биологически активные вещества можно помещать в так называемые продуктовые мицеллы, своеобразные контейнеры, имеющие размеры порядка нескольких десятков нанометров. Такие мицеллы выполняют роль носителей для биологически активных соединений: их ядро содержит функциональный компонент, а оболочка представлена поверхностно-активными веществами (эмульгаторами). Ядро такой мицеллы может содержать одно или несколько биологически активных компонентов.

Благодаря размерам продуктовых мицелл биологически активные соединения проявляют новые химико-физиологические свойства. В частности, пищевые волокна в таком состоянии смогут воздействовать на организм человека более эффективно по сравнению с их использованием даже в виде высокодиспергированных порошков. Это связано с тем, что размеры пищевой клетчатки существенно повышают биодоступность и биоусвояемость ее человеком[5].

Одним из источников волокон признаны дикорастущие растения.

К примеру, корень лопуха состоит из двух главных компонентов: пищевых волокон и клетчатки. Основными химическими компонентами кожистого слоя корня лопуха большого являются клетчатка, пектин, гемицеллюлоза и минеральные вещества, а белки и углеводы, в том числе и полисахарид инулин, сосредоточены в сердцевине.

Рисунок 1 Химическая формула пектина

Рисунок 2 Химическая формула клетчатки.

Инулин является натуральным пищевым компонентом, он так же служит субстратом для бифидобактерий. Он условно относится к растворимым пищевым волокнам, обладает свойством гидроколлоидов, набухающих в воде и образующих при растворении стабильные коллоидные системы.

Рисунок 3 Химическая формула инулина.

Применение инулина позволяет получать пищевые системы с пониженным содержанием жира. При этом не возникает необходимости восстанавливать полный, насыщенный сливочный вкус за счет введения полисахарида инулина – «имитатора жира», передающего вкусовые ощущения. [6].

Каждый из рассмотренных полимеров имеет разные функциональные группы, происхождение, адсорбционную способность и физиологическое значение для человека.

Пищевой рацион современного человека содержит избыточное количество усваиваемых углеводов – крахмала и его производных.

Целью проведенных исследований было выявление полисахарида, максимально способного к связыванию ионов тяжелых металлов: крахмал или пектин.

В ряд пробирок вносят испытуемые растворы в количествах указанных в таблицах 1 и 2. Содержимое пробирок перемешивают и фильтруют. В фильтрате определяют содержание ионов меди по интенсивности окраски аммиаката меди c помощью фотоэлектроколориметра. По калибровочной кривой рассчитывают количество меди, связанное с полисахаридом.[7,8]

Полученные результаты представлены в таблицах.

Таблица 1. Способность крахмала связывать ионы меди (II)

Таблица 2. Способность пектина связывать ионы меди (II)

Анализируя таблицы можно сделать выводы, что лучшими адсорбирующими способностями обладает пектин, при увеличении концентрации которого данная способность усиливается.

Таким образом, сейчас трудно представить производство без пищевых волокон. Они не только предают продуктам определенные свойства, но и хорошо сказываются на здоровье человека. По рекомендации Всемирной организации здравоохранения, потребность человека в пищевых веществах составляет до 40 грамм в сутки. В развитых странах ежесуточный дефицит этих веществ рационе – приблизительно 15 грамм. На данный момент внедрение пищевых волокон в производство решает эту проблему.

Токсическое действие металлов на растения проявляется в угнетении роста, снижении биологической продуктивности, хлорозах, некрозах и др. При атмосферном загрязнении металлами могут наблюдаться морфологические изменения у растений: мелколистность, морщинистость, искривление листовых пластинок, сокращение междоузлий. Большие концентрации металлов в почвах угнетают рост корней, препятствуют прорастанию семян и выживанию сеянцев и саженцев растений.

Растения не только поглощают металлы техногенного происхождения, но также способны депонировать значительные количества металлов в фитомассе и, тем самым, временно выводить металлы из круговорота веществ в окружающей среде. Анализ литературных данных показал, что вопрос о биоаккумуляции тяжелых металлов растениями недостаточно изучен. Это обстоятельство и определяет необходимость проведения дальнейших исследований, в которых приоритетным является определение видов растений, устойчивых к комплексу негативных факторов окружающей среды, в том числе к загрязнению тяжелыми металлами, а также растений обладающих наиболее высокой чувствительностью к этого рода загрязнителям, способных, в связи с этим, быть тестовыми объектами для индикации загрязнения окружающей среды.

Цель работы – изучение влияния солей тяжелых металлов на рост и развитие растений. В качестве химических объектов для исследования использованы соли тяжелых металлов (свинца, цинка и меди). В процессе исследований проводили оценку всхожести семян и развития проростков пшеницы, а также оценку прорастания и развития лука репчатого на водных растворах солей тяжелых металлов различных концентраций.

В качестве биологических объектов для исследований использованы семена пшеницы (Triticum L.) и луковицы лука репчатого (Allium cepa L.).

В качестве среды для проращивания семян пшеницы и луковиц лука репчатого использовали водные растворы солей: нитрата свинца в концентрациях – 0,0002 М, 0,002 М, 0,002 М, 0,01 М, 0,02 М, 0,03 М; сульфата цинка в концентрациях – 0,005 М, 0,025 М, 0,05 М, 0,075 М; сульфата меди в концентрациях – 0,01 М, 0,02 М, 0,04 М, 0,08 М. Концентрации солей тяжелых металлов указаны в молях, в пересчете на катионы.

В качестве контрольной среды использовали водопроводную воду.

В процессе исследования на проростках пшеницы учитывали: число проростков (в штуках), высоту побегов (в сантиметрах) по дням наблюдений на всех использованных концентрациях водных растворов тяжелых металлов.

У проращиваемых луковиц определяли: число проросших луковиц, в шт.; число корешков, в шт.; длину корешков, в см; число луковиц с побегами, в шт.; число побегов, в шт.; высоту побегов, в см, на всех использованных концентрациях водных растворов тяжелых металлов по дням наблюдений.

В результате проведенных исследований установлено, что зерна пшеницы дали проростки на пяти концентрациях нитрата свинца, на четырех концентрациях сульфата цинка и только на двух концентрациях сульфата меди. Число проростков и их высота на растворах тяжелых металлов существенно меньше, чем на контрольной среде.

В результате проведенных исследований установлено, что луковицы лука репчатого проросли только на одной концентрации нитрата свинца, а на растворах сульфата цинка и сульфата меди луковицы с корешками и проростками отсутствуют. В то время как на контрольной среде наблюдается активное развитие, как корневой системы, так и побегов.

В целом по результатам проведенных исследований можно сделать следующие выводы:

1. Использованные растворы солей тяжелых металлов оказывают негативное влияние на всхожесть семян, рост и развитие проростков пшеницы, а также на прорастание луковиц, развитие их корневой системы и побегов у лука репчатого. Степень негативного воздействия усиливается по мере увеличения концентрации использованных растворов.
2. Наиболее чувствительным к солям тяжелых металлов из используемых объектов является лук репчатый, что позволяет его рекомендовать в качестве тестового объекта для индикации загрязнения окружающей среды.
3. Менее чувствительной к солям тяжелых металлов из используемых объектов является пшеница, что позволяет ее рекомендовать в качестве биоаккумулятора соединений тяжелых металлов с целью их депонирования и вывода из окружающей среды обитания растений, животных и человека.