INFLUENCE OF COAL DUST ON ACCUMULATION OF Pb, Cd SPROUTS OF BEAN CULTURE

Abstract


Investigated the effect of dust emission of coal fuel to the pea seedlings on the dark-chestnut soil at the modeling experience. The dust introduction into the soil, consists lead and cadmium, was more intensive accumulated in the roots than in the overhead organs and to increase the biomass of pea seedlings. Was set dependence of concentration of lead and cadmium in the pea seedlings from its common concentration and contents in the mobile forms in soils.


ВведениеИспользование угля в энергетических целях сопровождается рядом экологи- ческих проблем. В первую очередь это процессы загрязнения, связанные с по- ступлением пыли и различных химических соединений в гидросферу, атмосферу, педосферу и биосферу по различным цепям [1]. Неслучайно многие исследова- тели считают уголь «самым грязным из всех видов ископаемого топлива», а те- пловую энергетику, функционирующую на грязном топливе, оценивают как ос- новной источник химического загрязнения природной среды [2].Еще одна проблема связана с поступлением в окружающую среду поллютантов при сжигании топлива, которые воздействуют на биоту и носят сочетательный характер с проявлением эффекта синергизма. Значительная часть поступающих в природную среду компонентов, в том числе пылевых составляющих выбросов, обладает мутагенными, канцерогенными, тератогенными эффектами либо явля- ется токсичной и оказывает влияние на биоту и человека [3].Поступление химических элементов в окружающую среду при сжигании угля зависит от многих факторов: минерального состава угля, термохимической устой- чивости их соединений, уровня накопления и формы находящихся элементов в углях, технологического сжигания твердого топлива и характера соединений, технологии улавливания пылеаэрозольной и газовой фазы, технологии сбора, складирования и утилизации шлаков и зол уноса и др.Вследствие сжигания угля на поверхность Земли ежегодно выпадает (т): рту- ти - 1600, свинца - 3600, меди - 2100, цинка около 7000, никеля - 3700 и т.д.Ежегодно при сжигании угля выделяется больше, чем включается в биологи- ческий круговорот: мышьяка - в 125, урана - в 60, кадмия - в 40, иттрия, цир- кония - в 10, олова - в 3-4 раза [4].Цель - определить фитотоксичность пылевых выбросов сгоревшего угольно- го топлива, а также накопление Pb и Cd в органах проростков тест-культуры Pisum sativum L.Объект и методы исследованияМодельный опыт заложен согласно методике З.И. Журбицкого [5] в пласти- ковых сосудах. Для опытов выбрали незагрязненную фоновую темно-каштановую среднесуглинистую почву, отобранную в 60 км от города Семей (Республика Ка- захстан) на полях бывшей сельскохозяйственной опытной станции ввиду ее ши- рокого распространения для сельскохозяйственного назначения. Пыль угольно- го топлива собирали из циклонного аппарата в одной из наиболее мощной ко- тельной города Семей. В связи с тем, что растения семейства бобовых интенсивно накапливают в надземной части тяжелые металлы (ТМ) [6-8], в ка- честве тест-объекта нами было выбрано однолетнее растение, принадлежащее этому семейству, - горох посевной сорта «Дебют» (Pisum sativum L.). Искусствен- ное загрязнение пылью производили в сухом виде в соотношениях 0,1, 0,5, 1,0, 5,0, 10,0 и 15,0% угольной пыли к 1 кг воздушно-сухой массы почвы. В каждый сосуд высаживали по 24 проращенных семян. В течение 30 суток сосуды находи- лись на рассеянном свету. За 100% принимали зеленую массу растения и корни, выращенные на контрольной почве в одинаковых условиях с вариантами загряз- нения.Содержание тяжелых металлов в почвенных и растительных образцах опреде- ляли фотоколориметрическим химическим дитизоновым методом Г.Я. Ринькиса [9-12], основанном на измерении оптической плотности окрашенного экстрак- та при помощи спектрофотометра СФ-2000. Чувствительность метода - 0,01 мкг/ мл, стандартное отклонение - ±4,6%. Определения проводили в трех- кратной повторности.При оценке токсичности ТМ считали, что фитотоксичным является такое их содержание в почве, которое снижает продуктивность растений на 10% и более от контрольного варианта [13].Объективным критерием оценки количества ионов металлов, перешедших из почвы в растение, служит коэффициент накопления (Кн), т.е. соотношение кон- центрации Pb и Cd в воздушно-сухой массе растения (мг/кг) к концентрации их подвижных форм соединений в почве (мг/кг) [14; 15].Оценку распределения элементов между живым веществом и абиотической средой осуществляли, используя коэффициент биологического поглощения (КБП) - соотношение концентрации Pb и Cd в золе растения к их валовому со- держанию в почве, на которой произрастало растение [16].Теоретический вынос определен как произведение урожайности культур с уче- том фитотоксического эффекта, полученного в опыте, и концентрации ТМ в рас- тениях.Результаты исследованийСодержание гумуса в фоновой почве составляет 1,23%, физической глины - 8,7%, рНводн - 7,11, илистой фракции - 4,9%, ЕКО - 9,1 м-экв/100 г. По града- ции В.Б. Ильина [14] изучаемая почва по степени буферности является средней.В исходной почве валовое содержание Pb составляет 22 мг/кг, Cd - 0,73 мг/ кг.Для форм соединений Pb в фоновой почве (табл. 2) характерен следующий убывающий ряд их соединений:кислоторастворимая (6,1 мг/кг) > обменная (2,8 мг/кг)>водорастворимая (0,5 мг/кг);для Cd: кислоторастворимая (0,09 мг/кг) > обменная (0,06 мг/кг) > водо- растворимая (0,01 мг/кг).Результаты проведенных исследований пыли представлены в табл. 1, из кото- рой следует, что валовое содержание Pb составляет 33,0 мг/кг, Cd - 4,8 мг/кг, превышая КларкPb в литосфере по А.П. Виноградову (16,0 мг/кг) в 2,1 и Cd - в 36,9 раза (0,13 мг/кг) [17; 18], КларкPb в почве по А.П. Виноградову (10,0 мг/кг) - в 3,3 и Cd - в 9,6 раза (0,5 мг/кг) [18], ПДКСd в почве по А. Клоке (3,0 мг/кг) [19; 20] в 1,6 раза и ПДКСd в почве, установленные в Казахстане (0,5 мг/кг), - в 9,6 раза.Концентрация кислоторастворимой формы свинца в данной пыли составляет 9,2 мг/кг, кадмия - 1,5 мг/кг, что в 1,5 раза выше ПДКCd для почв сельскохозяй- ственного назначения (1,0 мг/кг) [4; 20].В исследуемых пылевых выбросах водорастворимая форма Pb составила 1,8%, Cd - 1,6%, обменная - 13,3% Pb и 15,1% Cd, кислоторастворимая - 28,0% Pb и 31,3% Cd от их валового содержания в пыли.Содержание и форма соединений ТМ в пыли сгоревшего угольного топлива (The contents and form of TM compounds in the dust of the burned coal fuel)Таблица 1ЭлементВаловое содержаниеФормы соединений123Pb33 ± 2,21,7 ± 2,7 (1,8)4,4 ± 2,8 (13,3)9,2 ± 2,7 (28,0)Cd4,8 ± 1,40,08 ± 2,4 (1,6)0,7 ± 2,6 (15,1)1,5 ± 2,8 (31,3)Примечание: здесь и в других таблицах: 1 - водорастворимая форма соединений ТМ; 2 - обмен- ная форма; 3 - кислоторастворимая форма; в числителе - содержание элемента в форме соеди- нения, мг/кг; в скобках - процент от валовой концентрации.Как показано на рисунке, с увеличением дозы загрязнения почвы угольной пылью валовая концентрация свинца увеличилась от 8,2% (при 10,0% пыли) до 19,1% (при 15,0% пыли в почве), кадмия - от 1,4% (при 0,5% пыли) до 64,4% (при 15,0% пыли) относительно фоновой почвы, а также превысило КларкPb в почве в 2,4 раза, при 15,0% пыли - в 2,6 раза. При внесении 0,5% пыли в почве общее содержание кадмия составило 1,5 его кларка в почве, а с увеличением дозы пыли до 15,0% - 2,4 его кларка в почве по А.П. Виноградову, а также соответствует 1,5 ПДКCd, установленных в Казахстане.Содержание свинца и кадмия в формах соединений с внесением угольной пыли в почву практически не увеличилось (табл. 2).Рис. Валовое содержание Pb, Cd в почве, искусственно загрязненной пылевыми выбросами сгоревшего угольного топлива, мг/кг(Total contents of Pb, Cd in the soil artificially contaminated dust emissions from the coal of burned fuel, mg/kg)Формы соединений Pb, Cd в почве, загрязненной пылевыми выбросами сгоревшего угольного топлива, мг/кг(Forms of the compounds of Pb, Cd in soil, contaminated dust emissions from the coal of burned fuel, mg/kg)Таблица 2Доза пыли в почве, %PbCd123123Контроль0,5 ± 0,8 (2,3)2,8 ± 1,0 (12,7)6,1 ± 1,5 (27,6)0,01 ± 0,6 (1,5)0,06 ± 0,8 (8,0)0,09 ± 1,2 (12,1)0,10,5 ± 0,4 (2,3)2,8 ± 0,8 (12,7)6,1 ± 1,1 (27,6)0,011 ± 0,8 (1,5)0,06 ± 1,1 (8,4)0,12 ± 1,3 (16,8)0,50,51 ± 0,6 (2,3)2,8 ± 0,7 (12,8)6,2 ± 1,2 (28,0)0,011 ± 0,9 (1,6)0,07 ± 1,2 (9,3)0,2 ± 1,2 (25,1)1,00,6 ± 0,4 (2,5)3,1 ± 0,5 (14,2)6,9 ± 0,9 (31,1)0,014 ± 1,4 (1,8)0,08 ± 1,8 (11,1)0,22 ± 2,0 (29,3)5,00,6 ± 0,6 (2,7)3,6 ± 0,8 (16,1)7,4 ± 1,0 (33,4)0,02 ± 1,2 (2,1)0,12 ± 1,3 (15,6)0,28 ± 1,8 (35,4)10,00,7 ± 0,8 (3,0)4,4 ± 1,2 (18,4)8,5 ± 2,4 (35,6)0,023 ± 1,3 (2,3)0,21 ± 1,5 (21,2)0,42 ± 2,1 (41,8)15,00,8 ± 1,5 (3,2)5,3 ± 1,8 (20,1)9,9 ± 2,5 (37,8)0,04 ± 1,3 (3,1)0,32 ± 1,6 (27,0)0,6 ± 1,9 (49,3)Для всесторонней оценки влияния загрязнения почвы на интенсивность на- чального роста проростков учитывали ряд принятых в семеноводстве показателей: всхожесть, энергию прорастания, дружность прорастания, скорость прорастания. Так, при внесении в почву 0,1 и 0,5% угольной пыли наблюдали снижение по- казателей всхожести, энергии, дружности и скорости прорастания проростков; от 1,0 до 15% внесенной пыли - увеличение этих показателей относительно кон- трольного варианта. Рост и развитие проростков в контрольном варианте проис- ходило без признаков угнетения, биомасса составила 13,72 г/сосуд. В дозах 0,1- 15,0% угольной пыли наблюдали увеличение биомассы надземной части про- ростков от 6,4 до 36,3%. Проростки имели крепкий стебель и хорошо развитую корневую систему, признаки угнетения отсутствовали. Кроме того, при указанных дозах внесенной пыли длина надземной части растения увеличилась от 3,5 до 51,2%, корней - от 4,4 до 42,2%. Из сказанного следует, что интенсивного ток- сического эффекта от пылевых выбросов угольной пыли не наблюдалось.С увеличением дозы вносимой пыли в почву накопление Pb и Cd в органах проростков возрастало (табл. 3). Так, в дозах 0,1-15,0% пыли в надземной части Pisum sativum L. концентрация Pb в 1,6-9,0 раза и Cd - в 4,3-64,3 раза превы- шает это же содержание в контрольном варианте. Сведения о распределениисвинца и кадмия по органам и тканям растений весьма противоречивы [14; 15; 21]. Одни исследователи указывают на максимальное накопление указанных эле- ментов в корнях растений, другие - в надземной части. Очевидно, это связано как с видовой специфичностью растений, так и со свойствами самих элементов.Результаты проведенных нами исследований показали, что накопление Pb и Cd в органах проростков Pisum sativum L. носит акропетальный характер, т.е. со- держание исследуемых химических элементов в корнях проростков выше, чем в надземной части. Так, концентрация Pb в корнях опытных проростков в указан- ных дозах в 1,6-2,1 раза и Cd - в 3,3-1,3 раза выше, чем в надземной части.Дефицит свинца в растениях возможен при его содержании в надземной части от 2 до 6 мкг/кг сухого вещества [22; 23]; концентрация Pb свыше 10 мг/кг сухого вещества считается токсичной для большинства культурных растений [2; 24].Что же касается кадмия, то для высших растений необходимость в данном элементе достоверно не изучена. Известно, что естественное (фоновое) содержа- ние Cd в бобовых культурах составляет 0,08-0,27 мг/кг сухого вещества. При внесении 0,1-15,0% пыли в почву концентрация данного элемента в надземных органах проростков Pisum sativum L. в 1,1-16,7 раз выше по сравнению с фоновым содержанием Cd в бобовых культурах.Концентрация и КБПPb, Cd в органах проростков Pisum sativum L.(Concentration and КБПPb, Cd in organs of the seedlings of Pisum sativum L.)Таблица 3Доза пыли в почве, %концентрация, мг/кг сухого веществаКБПPbCdPbCd00,8 ± 0,61,5 ± 0,40,07 ± 0,50,4 ± 0,70,430,830,070,010,11,3 ± 0,72,1 ± ,060,3 ± 1,11,0 ± 1,20,0070,0110,050,160,52,5 ± 1,15,6 ± 0,80,4 ± 0,82,9 ± 1,10,0130,0260,060,411,03,2 ± 1,37,8 ± 0,81,6 ± 1,33,5 ± 1,20,0140,0360,210,475,05,5 ± 1,110,7 ± 0,62,2 ± 1,44,0 ± 1,30,0240,0490,2805210,06,2 ± 2,113,6 ± 1,83,0 ± 1,25,1 ± 1,10,0250,0600,280,5315,07,2 ± 2,215,0 ± 1,64,5 ± 1,36,0 ± 1,40,0260,0590,350,52Примечание: в числителе - содержание Pb, Cd в надземной части, в знаменателе - в корне.Согласно классификации рядов КБП, в надземной части проростков Pisum sativum L. при 0,1-1,0% дозах пыли содержание ионов Pb относится к категории очень слабого накопления, а при увеличении дозы от 5,0 до 15,0% пыли - к ка- тегории слабого накопления, содержание ионов Cd во всех указанных дозах от- носится к категории слабого накопления и среднего захвата.Величины Кн в опыте зависели от уровня загрязнения (табл. 4). По величине Кн, рассчитанного для форм соединений, максимальное извлечение приходится на водорастворимую форму, далее уменьшается к обменной и наименьшее еговеличина приходится на кислоторастворимую форму как Pb, так и Cd. Так, в ука- занных дозах пыли значения Кн Pb в надземной части в 1,6-2,1 раза выше, чем в корне, значения Кн Cd - в 3,34-1,33 раза.Таблица 4Кн Pb и Cd проростками Pisum sativum L., в зависимости от внесенной дозы пыли (Kn Pb, Cd and seedlings of Pisum sativum L. depending on the deposited dose of dust)Доза пыли в почве, %Формы соединений PbФормы соединений Cd123123Контроль1,63,00,290,540,130,257,040,01,26,70,84,40,12,64,20,460,750,210,3427,390,05,016,72,58,30,54,911,00,892,00,40,936,4263,65,741,42,014,51,05,313,01,032,50,51,13114,3250,020,043,87,315,95,09,217,81,532,970,741,4110,0200,018,333,37,914,310,08,8619,431,413,80,731,6130,4221,714,324,37,112,115,09,018,751,42,80,731,51112,5150,014,118,757,510,0Примечание: в числителе - содержание Pb и Cd в надземной части, в знаменателе - в корне.Вынос химических элементов изучаемой тест-культурой объективно отража- ет способность данного металла к биологической трансформации. Вынос Pb и Cd надземными органами проростков Pisum sativum L. при внесении 0,1% пыли в почву составил 0,02 и 0,004 мг/сосуд, при 0,5% - 0,04 и 0,006 мг/сосуд, при1,0% - 0,06 и 0,03 мг/сосуд, при 5,0% - 0,1 и 0,04 мг/сосуд, при 10,0% - 0,11 и0,05 мг/сосуд и при 15,0% - 0,13 и 0,08 мг/сосуд соответственно, что в 1,8 и 4,4;3,6 и 6; 5,5 и 30; 9,1 и 40; 10 и 50; 11,8 и 80 раз больше по сравнению с контроль-ным вариантом (0,011 и 0,001 мг/сосуд).ВыводыПри внесении пыли в почву в дозах 0,1-15,0% резкого возрастания валового содержания Pb и Cd в почве не наблюдали.Накопление Pb и Cd опытными проростками носит акропетальный характер.Фитотоксический эффект не наблюдали, так как биомасса увеличивалась по сравнению с контрольным опытом на 36,3 %.Вынос Pb и Cd при внесении пыли в почву в дозах 0,1-15,0% увеличивался в 1,8 и 4,4; 3,6 и 6; 5,5 и 30; 9,1 и 40; 10 и 50; 11,8 и 80 раз по сравнению с контроль- ным опытом.

D A Askarova

Semipalatinsk State Pedagogical Institute

Author for correspondence.
Email: danara.84@mail.ru
Tanirbergenov str., 1., Semey, Republic of Kazakhstan, 071410

Applicant

  • Glebov V.V., Kirichuk A.A. Possibilities of biomonitoring in an assessment of an ecological condition of ecosystems of the capital megalopolis. The world of science, culture and education. 2014. № 5. S. 339—341.
  • Adriano C.D. Trace elements in the terrestrial environment. New York. Berlin, Heidelberg, Tokyo: Springer­Verlag, 1986.
  • Glebov V.V., Rodionova O.M. Ecological physiology and human biology: abstract of lectures. Moscou: RUDN, 2014.
  • Panin M.S. Ecological and biogeochemical assessment of technogenic landscapes of East Kazakhstan. Almaty: Izd­vo «Evero». 2000.
  • Zhurbitskiy Z.I. Theory and practice of a vegetative method. Moscou: Science, 1968.
  • Galiulina R.A., Galiulin R.V., Voznyak V.M. Extraction by plants of heavy metals from the soil and the water environment. Agrokhimiya, 2003. 12. 60—65.
  • Lindiman A.V. Fitoremediation of the soils containing heavy metals. EKIP, 2008. 9. 45—47.
  • Nanda Kumar P.B.A., Dushenkov V., Motto H., Raskin I. Phitoextraction the use of plants to remove heavy metals from soils. Environ. Sci. Technol. 1995. (29). 5. 1232—1238.
  • Bab’eva M.A., Zenova N.K. Biology of soils. Microbiocenoses of zone types of soils of the USSR. M.: Izd­vo MGU, 1989.
  • Rin’kis G.Ya., Ramane Kh.K., Kunitskaya T.A. Metody analiza pochv i rasteniy. Methods of the analysis of soils and plants. Riga: Zinatne, 1987.
  • Rin’kis G.Ya., Kunitskaya T.A. Available colorimetric method of determination of content of lead in soils and plants. Izv. Akad. Nauk Latviyskoy SSR. 1989. 8 (505). 119—123.
  • Rin’kis G.Ya., Kunitskaya T.A. Colorimetric method of determination of content of cadmium in soils and plants. Izv. Akad. Nauk Latviyskoy SSR. 1989. 8 (505). 124—128.
  • Il’in V.B. System of indicators for an assessment of impurity of soils heavy metals. Agrokhimiya. 1995. 1. 94—99.
  • Il’in V.B. Biogeochemistry and agrochemistry of minerals in the southern part of Western Siberia. Novosibirsk: Science. 1973.
  • Il’in V.B. Heavy metals in system the soil plant. Novosibirsk: Science. 1991.
  • Perel’man A.N. Landscape geochemistry. M.: Vysshaya shkola, 1975.
  • Vinogradov A.P. Geochemistry of rare and scattered chemical elements in the soil. M.: Izd­vo AN SSSR, 1957.
  • Vinogradov A.P. The average content of chemical elements in the main types the Vulcans’ of rocks and crust. Geochemistry. 1962. 7. 555—571.
  • Kloke A. Orientierungsdaten für tolerierbare Gesamtgehalte einiger Elemente in Kulturboden. Mitteilungen VDLUFA . 1980. 2.
  • Kloke A. Richwerte’80. Orientierungsdaten fur tolerierbare Gesamtgehalte einger Elemente in Kulturböden. Mitteilunger VDLUFA. 1980. 1­3. 9—11.
  • Dobrovol‘skiy V.V. Geography of minerals. Global dispersion. M.: Mysl’, 1983.
  • Kabata­Pendias A., Pendias Kh. Minerals in soils and plants: Per. s angl. M.: Mir, 1989.
  • Kal’nitskiy B.D. Mineral substances in feeding of animals. L.: Agropromizdat, 1985.
  • Panin M.S. Chemical ecology. Semipalatinsk, 2002.

Views

Abstract - 196

PDF (Russian) - 364

PlumX


Copyright (c) 2017 Askarova D.A.

Creative Commons License
This work is licensed under a Creative Commons Attribution 4.0 International License.