Министерство образования и науки Российской Федерации ФЕДЕРАЛЬНОЕ ГОСУДАРСТВЕННОЕ АВТОНОМНОЕ

ОБРАЗОВАТЕЛЬНОЕ УЧРЕЖДЕНИЕ ВЫСШЕГО ОБРАЗОВАНИЯ «ЮЖНЫЙ ФЕДЕРАЛЬНЫЙ УНИВЕРСИТЕТ»

На правах рукописи

Чаплыгин Виктор Анатольевич

НАКОПЛЕНИЕ И РАСПРЕДЕЛЕНИЕ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В ТРАВЯНИСТОЙ РАСТИТЕЛЬНОСТИ ТЕХНОГЕННЫХ ЛАНДШАФТОВ

НИЖНЕГО ДОНА

03.02.08 – экология (биологические науки)

ДИССЕРТАЦИЯ на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Научный руководитель: доктор биологических наук, профессор Минкина Т.М.

Ростов-на-Дону 2014

2

Содержание Введение 3

Глава 1. Обзор литературы 8

1.1. Понятие тяжелых металлов и их физиологическая роль 8

1.2. Содержание тяжелых металлов в растениях 21

1.3. Накопление тяжелых металлов растениями и механизмы

устойчивости растений к загрязнению 27

1.4. Оценка накопления тяжелых металлов почвой и растениями 41

Глава 2. Объекты и методы исследований 53

2.1. Объект исследований 53

2.1.1. Физико-географические условия и почвы Нижнего Дона 53

2.1.2. Растения мониторинговых площадок 68

2.2. Методы исследований 79

2.2.1 Методика закладки мониторинговых площадок 79

2.2.2 Методы исследования образцов почв и растений 81

Глава 3. Тяжелые металлы в травянистых растениях территории,

прилегающей к Новочеркасской ГРЭС 85

3. 1. Результаты геоботанического исследования мониторинговых

площадок за период 2008-2012 гг. 85

3.2. Содержание и динамика изменения концентраций тяжелых

металлов в растениях мониторинговых площадок в течение

12 лет исследований 96

3.3 Показатели интенсивности поступления металлов в растения 110

Глава 4. Сравнение накопления и распределения тяжелых металлов

в различных видах травянистых растений 116

4.1. Содержание тяжелых металлов в различных видах растений 116

4.2. Сравнение показателей накопления тяжелых металлов растениями 137

Выводы 140

Список сокращений 142

Список литературы 143

Приложения 172

3

ВВЕДЕНИЕ

Актуальность исследований. Территория Нижнего Дона заслуживает

особого внимания, поскольку данный регион страны является ведущим

производителем сельскохозяйственной продукции и, вместе с тем, крупным

промышленным центром. Такое тесное соседство сельского хозяйства и

промышленности ведет к ряду экологических проблем, одной из которых

является загрязнение окружающей среды тяжелыми металлами (ТМ). ТМ

являются одной из наиболее опасных категорий загрязняющих веществ.

Попадая в растения из почвы и воздуха, они способны аккумулироваться в

растительных тканях в большом количестве и по трофической цепочке

переходить в организм животных, а затем и человека. Предприятия

энергетической отрасли наряду с предприятиями металлургической, угле- и

рудодобывающей промышленности являются активными источниками

загрязнения природной среды ТМ. Так, 1% всех выбросов загрязняющих

веществ в атмосферный воздух в РФ приходится на филиал ОАО «ОГК-2»

«Новочеркасская» ГРЭС (НчГРЭС), в Ростовской области - свыше 50%, на

Новочеркасск - приходится порядка 99%. Негативные последствия выбросов

предприятия, ведущие к накоплению металлов в растениях, могут отчетливо

проявиться во времени. В связи с этим важны результаты многолетних

стационарных наблюдений за состоянием растений.

Важным вопросом является изучение особенностей поступления ТМ в

растения и устойчивости растений к загрязнению ТМ. Под устойчивостью

растений к загрязнению ТМ нами понимается способность растений

препятствовать аккумуляции металлов в надземной части и генеративных

органах (Чаплыгин и др., 2013). Аккумуляция металлов в растениях зависит от

физиологических особенностей самого растения и содержания поллютантов в

почвах. Для оценки миграционной способности ТМ требуются

экспериментальные данные об их количественных взаимоотношениях в

системе почва-растение. Эти данные будут способствовать научно-

обоснованному решению вопроса о выборе культур для фиторемедиации

4

загрязненных почв, особенно высокоплодородных, к которым в первую очередь

относятся черноземы. В этой связи ведется поиск растений-аккумуляторов,

толерантных к высокому содержанию ТМ в надземной части (т.е. не

испытывающими видимого отрицательного воздействия ТМ на рост и развитие

растений).

Цель работы – изучение накопление и распределение Pb, Cd, Zn, Cu, Ni,

Mn и Cr в наиболее распространенных видах дикорастущих травянистых

растений зоны влияния НчГРЭС.

В задачи исследования входило:

1. Установить воздействие НчГРЭС на накопление и распределение ТМ в

системе «почва-растение» по данным многолетних мониторинговых

наблюдений.

2. Определить влияние техногенного загрязнения на видовой состав

дикорастущих травянистых растений Нижнего Дона.

3. Выявить наиболее устойчивые к накоплению ТМ виды дикорастущих

растений, и виды, аккумулирующие ТМ в надземной части растений.

4. Оценить возможность использования дикорастущих травянистых

растений для фиторемедиации почв, загрязненных ТМ.

Научная новизна. Впервые выявлены виды дикорастущих травянистых

растений Северного Приазовья, устойчивые к избыточному накоплению Pb, Cd,

Zn, Cu, Ni, Mn, Cr и виды, аккумулирующие ТМ в надземной части растений.

Изучена динамика изменения содержания поллютантов в почвах и растениях

зоны влияния НчГРЭС за период с 2000 по 2012 гг. Установлены источники и

пути поступления ТМ в растения изучаемой территории. Выявлено влияние

аэротехногенного загрязнения на видовой состав дикорастущих травянистых

растений Нижнего Дона. Установлены закономерности накопления и

распределения различных химических элементов между надземной и корневой

частью дикорастущих трав в зависимости от вида растения и степени

техногенной нагрузки на территорию, подвижности металлов в почвах и

свойств почв.

Практическая значимость. Расширены представления об устойчивости

5

растений к накоплению ТМ. Предложено проводить оценку устойчивости

видов растений к техногенному загрязнению ТМ по совокупности барьеров

поступления поллютантов на границах почва-корневая система

(элементостатический барьер) и корневая система-надземная часть растения.

Показана взаимосвязь между особенностями накопления и распределения ТМ в

растениях и их содержанием в почве. Теоретические положения и

методические подходы, предложенные в работе, могут быть широко внедрены

в практику почвенно-экологического мониторинга, оценки состояния ТМ в

почвах и растениях, а также служить основой для прогнозирования и

регулирования качества почв и выращенной на ней сельскохозяйственной

продукции. Выявленные закономерности транслокации ТМ в растения могут

быть применены для нормирования содержания металлов в почвах, при

разработке методов фиторемедиации загрязненных почв.

Результаты работы используются в учебном процессе на кафедре

почвоведения и оценки земельных ресурсов Южного федерального

университета по курсам «Химическое загрязнение почв», «Экологические

функции почв», «Экология».

Защищаемые положения

1. Накопление Pb, Cd, Zn, Cu, Ni, Mn, Cr естественной травянистой

растительностью при аэротехногенном загрязнении зависит от количества и

свойств поступивших металлов, от видовой принадлежности растений, от

подвижности металлов в почвах. Основным источником поступления ТМ в

растениях является почва.

2. Наиболее устойчивыми к загрязнению ТМ в условиях техногенного

загрязнения являются пырей ползучий и цикорий обыкновенный. Растениями-

аккумуляторами, толерантными к высокому содержанию ТМ в надземной

части, являются полынь австрийская, пижма обыкновенная, амброзия

полыннолистная. Растения образуют ряд по накоплению ТМ в надземной

части: амброзия > пижма > полынь > цикорий > тысячелистник > пырей.

3. Наиболее высокий коэффициент накопления в дикорастущих видах

травянистых растений Северного Приазовья характерен для Cd, наименее – для

6

Mn, что связано соответственно с высокой и низкой подвижностью данных

элементов в почве.

Апробация работы. Результаты исследований, представленные в

диссертационной работе, доложены и обсуждены на IV Международной

научной конференции «Современные проблемы загрязнения почв»,

посвященной 150-летию В.И. Вернадского (Москва, МГУ, 27-30 мая 2013 г.);

втором международном молодежном симпозиуме «Физика бессвинцовых

пьезоактивных и родственных материалов» (Туапсе, 2-6 сентября, 2013 г.);

Международной научной конференции «Современное состояние чернозёмов»

(Ростов-на-Дону, ЮФУ, 24-26 сентября, 2013 г.); Международной научной

конференции студентов, аспирантов и молодых ученых «Ломоносов-2012,

2013» (Москва, МГУ, 2012, 2013 гг.); V Международной конференции по

новым технологиям и приложениям современных физико-химических методов

для изучения окружающей среды, включая секции молодых ученых НОЦ

России (Азов, сентябрь 2011г.); научной студенческой конференции в рамках

«Недели науки 2010, 2011, 2012» в Южном федеральном университете (г.

Ростов-на-Дону, 2010, 2011, 2012).

Данная научная работа была поддержана грантами Министерства

образования и науки № 5.5349.2011, соглашение № 14.А18.21.0641, ГК №

16.740.11.0528, № 2.1.1/3819 и № 2010-1.2.1-101-006/48, РФФИ № 11-05-90351-

РБУ_а, РФФИ № 12-05-33078-мол_а_вед, РФФИ № 12-04-31989_мол_а. А

также 2 внутренними грантами: НИР 213.01-24/2013-92, НИР 213.01-24/2013-

129.

Личный вклад автора. Мониторинговые, модельные лабораторные и

аналитические исследования с 2008 по 2012 гг. проведены лично автором, при

его участии или под его руководством. Данные исследования являлись

продолжением работ, выполняемых с 2000 г. под руководством проф. Т.М.

Минкиной и проф. О.Г. Назаренко.

Публикации. По материалам исследований опубликовано 37 работ. Из

них 25 статей, 3 из которых опубликованы в изданиях, рекомендованных ВАК

7

и 5 статей – в журналах Web of Science и Scopus, 12 тезисов. Доля участия

автора в публикациях составляет 40,4 %.

Структура и объем диссертации. Диссертация состоит из введения, 4

глав (в том числе обзора литературы), выводов, списка сокращений, списка

использованных источников литературы, изложена на 193 страницах

машинописного текста. Содержит 22 таблицы, 13 рисунков и 22 приложения.

Список литературы включает 303 наименования, в том числе 72 иностранных

источника.

Благодарности. Автор выражает свою глубокую признательность и

искреннюю благодарность научному руководителю, профессору кафедры

почвоведения и оценки земельных ресурсов ЮФУ, д.б.н. профессору Татьяне

Михайловне Минкиной за совместную работу, ценные консультации,

неоценимую помощь и всестороннее внимание, а также Сагларе Сергеевне

Манджиевой за ценные советы по оптимизации работы и колоссальную

помощь в исследованиях.

Автор искренне благодарен за постоянное внимание к работе, совместное

сотрудничество и ценные консультации д.б.н., проф., заведующей кафедры

«Агроэкологии и физиологии растений» ДонГАУ, директору ФГУ ГЦАС

«Ростовский» О.Г. Назаренко; д.б.н., проф. кафедры химии почв МГУ Г.В.

Мотузовой.

Кроме того, автор выражает признательность и благодарность

заведующему д.б.н., проф. В.С. Крыщенко и всем сотрудникам кафедры

почвоведения и агрохимии ЮФУ за постоянное внимание к работе и помощь в

проведении исследований, а также сотрудникам ФГУ ГЦАС «Ростовский», за

помощь в проведении исследований.

8

ГЛАВА 1. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ

1.1. Понятие тяжелых металлов и их физиологическая роль

В нынешнее время в окружающую среду поступает более 500 тысяч

различных химических веществ и соединений – продуктов техногенеза,

основная масса которых аккумулируется в почве. Среди этих веществ особое

место занимают тяжелые металлы (ТМ). К группе ТМ относится свыше 40

химических элементов таблицы Менделеева имеющими атомную массу,

превышающую 50 атомных единиц (Орлов, 1985). Для строения электронных

оболочек этих элементов присуща незавершенность внешних p и d орбиталей,

которая объясняет переменную валентность многих ТМ, их высокую

реакционную активность, способность к комплексообразованию, поляризации,

что делает ТМ биохимически и физиологически активными.

Понятие «тяжелых металлов» схоже с понятием «микроэлементов», хотя

эти термины и не тождествены. Под микроэлементами понимают такие

химические элементы, облигатные для организмов раститений и животных,

содержание которых измеряется величинами порядка n·10-2-n·10-5 %. Для

экзогенных, высоких концентраций элементов этот термин неприменим. В этих

случаях используют уже термин «тяжелые металлы» (Минкина и др., 2003).

ТМ являются одними из приоритетных загрязняющих веществ,

наблюдение за которыми обязательно во всех природных средах. В литературе

ТМ нередко рассматриваются как единая группа токсичные элементов, однако

металлы значительно различаются по токсичности и физико-химическим

свойствам своих ионов (Водяницкий, 2012). Как критерии принадлежности

применяются характеристики металлов, такие как атомная масса, плотность,

токсичность, распространенность в природе, степень вовлеченности в

природные и антропогенные циклы. При этом важную роль в категорировании

ТМ играют их высокая токсичность для живых организмов в сравниетльно

9

небольших концентрациях, а также способности к биоаккумуляции и

биомагнификации. В классификации Н.Ф. Реймерса (1980), тяжелыми

считаются металлы с плотностью выше 8 г/см3. Таким образом, к ТМ относятся

Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. Принято считать, что интенсивность

вовлечения в биогеохимический круговорот ТМ и их соединений из

антропогенных источников в 100 раз превосходит их вовлечение из природных.

Сейчас изучение этой группы поллютантов представляет большой интерес, так

как ухудшение состояния окружающей среды вместе с увеличением

применения агрохимикатов привело к высокому накоплению ТМ и других

загрязнителей в почвах (Свинец в окружающей…, 1987; Цинк и кадмий…,

1992; Alloway, 1990; Kabata-Pendias, Pendias, 1984; Shakery etc., 2010; Wong etc,

2002; Кизилкая и др., 2011).

Истинно растворенные формы металлов очень разнообразны, что

является результатом процессов гидролиза, гидролитической полимеризации и

образования комплексов с разными лигандами. Соответственно,

каталитические свойства и доступность металлов для микроорганизмов зависят

от того, в какой форме они существуют в биосфере. Основная часть комплексов

ТМ в почвах формируется по хелатному циклу и является устойчивой.

Образованные почвенными кислотами с солями ТМ комплексы довольно

хорошо растворимы при нейтральной, слабокислой и слабощелочной реакции

среды. Благодаря этому металлорганические комплексы могут мигрировать в

различных почвах (Adriano, 2001).

Согласно зарубежным данным (Bowen, 1979), по формам нахождения в

растениях ТМ делятся на: 1) входящие в несущий скелет (Fe); 2) связанные в

мелкие молекулы включая антибиотики и порфирины (Cu, Fe); 3) связанные с

крупными молекулами белковой природы, имеющими каталитические свойства

(Cu, Zn, Ni, Mn); 4) фиксированные в крупных молекулах, включая накопление

и перенос (Cd, Cu, Zn, Ni, Fe, Mn); 5) связанные с органеллами (Cu, Fe, Mn, Zn).

Cu и Zn являются эссенциальными микроэлементами, которые выполняюе

множество важных биохимических функций, в то время как Pb и Cd не играют

важной роли.

10

Общее содержание ТМ в почве выражают в мг/кг абсолютно сухой

массы. Доступность ТМ растениям зависит от содержания их подвижных форм

в загрязненной почве, которое зависит, прежде всего, от рН. Снижение рН на

1,8...2,0 единицы увеличивает подвижности Zn в 5...8, Cd – в 4...8, Cu – в 2...3

раза (Шуравилин и др., 2008).

Медь содержится в тканях всех растений. Содержание Cu в растениях

обуславливается видом растения и средой его произрастания. Известно, что

бобовые накапливают больше Cu, чем зерновые культуры (пшеница, ячмень,

овес) и ряд житных трав; в молодых растениях концентрация меди на единицу

сухого вещества больше, чем в старых; в листьях содержится больше Cu, чем в

других органах растений. Поступая в растение ионы меди, реагируют с

аминокислотами, белками и другими полимерами, образуя более стабильные

комплексы по сравнению с ионами других металлов. Физико-химическая

функция Cu состоит в участии в наиболее скрытых и сложных процессах

растительной клетки: дыхании, фотосинтезе, синтезе белков, углеводов и

витаминов, азотном и фосфорном обмене и т.д. Этот элемент воздействует на

один из факторов нормального протекания ассимиляции минерального азота и

биосинтеза полимеров и белков. Медь влияет на процессы азотфиксации и на

метаболизм растения, активизирует связыване атмосферного азота. Повышает

сопротивляемость растений к перепадам температур, к грибковым и

бактериальным заболеваниям, повышает устойчивость к полеганию.

Медь в организме обнаруживается в митохондриях. На животном

материале установлено, что Cu входит в состав всех митохондриальных

фракций. Она содержится в белках межмембранного пространства, в матриксе,

в структурных белках и в растворимых в детергентах белках. Очевидно, роль

Cu в митохондриях не ограничена лишь ее участием в ферментах, поскольку

общее содержание Cu в митохондриях гораздо выше необходимого для

моноаминоксидазы, цитохромоксидазы, аскорбинатоксидазы, уратоксидазы и

входящих в них ферментов.

Участие меди в метаболизме обусловлено ее физико-химическими

свойствами. Во-первых, ионы Cu реагируют с биополимерами и образуют

11

стабильные комплексы сильнее, чем другие металлы. Во-вторых, им

характерны свойства катализаторов, усиливающиеся при связывании с

молекулой белка. В-третьих, ион Cu легко освобождает или же принимает один

электрон, что делает медь как донором, так и акцептором электронов.

Физиологическая роль Cu также определяется тем, что она вхождит в

состав ряда белков и ферментов, в основном окислительно-восстановительных.

К таким ферментам относятся катализаторы окисления дифенолов и

гидроксилированиемонофенолов, такие как ортодифенолоксидаза

(полифенолоксидаза, тирозиназа) и дофамингидрооксидаза.

К.И. Замараев (1967) проанализировал спектр электроннопарамагнитного

резонанса медьсодержащих белков и ферментов: лакказы, церулоплазмина,

диаминокисдазы, Сu2+-карбоксипептидазы и др. Полученные спектры

свидетельствовали о том, что во всех случаях Сu2+ обнаруживается в комплексе

с функциональными группами белка. Cu и Fe активируют нитритредуктазы и

редуктазы окиси азота.

Недостаток Cu приводит к снижению активности медьсодержащих

ферментов. Доказано, что условия питания медью всегда влияют на активность

полифенолоксидазы и аскорбинатоксидазы. Дефицит элемента вызывает ряд

заболеваний растений, таких как медная хлороза, медная некроза, белая чума

зерновых культур, экзема плодовых деревьев (Школьник, 1974). При нехватке

Cu растения развиваются плохо, понижается содержание хлорофилла, органы

растений бледнеют и отмирают. Избыток этого металла проявляется в

торможении развития растения, на листьях проступают бурые пятна и листья

отмирают. Начинается отмирание с более старых нижних листьев.

Цинк. Агрохимические исследования установили необходимость цинка

для большинства высших растений. Цинк поступает в растения в виде иона

Zn2+. Он участвует в окислительно-восстановительных процессах, которые

протекают в организме растения, хотя по некоторым данным (Якушкина,

Бахтенко, 2004), он не может участвовать в окислительно-восстановительных

реакциях, потому что не меняет степень окисления. Zn входит в состав

ферментов, участвует в синтезе хлорофилла, оказывает влияние на углеводный

12

обмен в растениях и способствует синтезу витаминов. Он обнаруживается в

составе более чем 30 ферментов, в т. ч. фосфатазы, карбоангидразы,

алкогольдегидрогеназа, РНК-полимераза и др. Карбоангидраза катализирует

разложение гидрата окиси углерода на воду и углекислый газ. Эта реакция

необходима для фотосинтеза. Помимо этого, Zn активирует ферменты: енолаза,

альдолаза, гексокиназа, триозофосфатдегидрогеназа. Этот элемент играет

ключевую роль в образовании фитогормона ауксина. Под влиянием Zn

ускоряется синтез сахарозы, крахмала, возрастает общее содержание углеводов

и белковых веществ (Якушкина, Бахтенко, 2004).

Значимость Zn для роста растений связана с участием металла в азотном

обмене. Дефицит Zn ведет к высокому накоплению аминов и аминокислот,

нарушающему синтез белка. Установлено, что недостаток Zn ведет к

накоплению фенольных соединений, фитостеролов или лецитинов в листьях и

корнях томата, цитрусовых и других культур, вследствие чего уменьшается

содержание крахмала. При цинковой недостаточности возникают бледно-

зеленые, у некоторых видов почти белые хлоротичные пятна на листьях. У

яблони, груши и ореха при нехватке Zn развивается розеточная болезнь,

(образование на концах ветвей мелких листьев, расположенных в форме

розетки). При недостатке цинка закладывается мало плодовых почек.

Среди сельскохозяйственных культур к цинковой недостаточности

наиболее чувствительна кукуруза, у которой образуется белый росток или

белеет верхушка. У бобовых показателем недостатка Zn является появление

хлороза листьев, иногда асимметрия листовой пластины (Кудоярова и др., 1999;

Казнина и др., 2010).

Избыток Zn в почве ведет к значительному уменьшению отношения

биомассы корня к биомассе побега растения, что вызвано угнетением роста

корня. Это отрицательно сказывается на минеральном питании и водном

обмене, что ведет к снижению урожая зеленой массы и зерна (Кудоярова и др.,

1999; Казнина и др., 2010). Развитие побега угнетается слабее, по-видимому, из-

за ограничения поступления Zn в надземную часть за счёт барьерной функции

корня (Clemens at al., 2002; Казнина и др., 2010).

13

При сильном загрязнении почвы цинком уменьшается доля металла,

которая может прочно связываться органическим веществом и железистыми

минералами. Следовательно, все больше Zn переходит в обменное и непрочно

специфически сорбированное состояние, представляя наибольшую

экологическую угрозу (Ладонин, 1995; Ладонин, Карпухин, 2011; Filgueiras etc.,

2002).

Марганец поступает в растения в виде ионов Мn2+. В растении он

находится в зличных степенях окисления (Мn2+, Мn3+, Мn4+). Mn имеет высокий

показатель окислительно-восстановительного потенциала, что обуславливает

его роль в реакциях биологического окисления. Он необходим для нормального

протекания фотосинтеза, поскольку осуществляет разложение воды и

выделение кислорода входя в состав активного центра кислородовыделяющего

комплекса фотосистемы II. Кроме того, марганец принимает участие в

восстановлении СО2, поддерживает структуру хлоропластов. Без Mn хлорофилл

быстро разлагается под действием света. Mn активирует порядка 35 ферментов

участвующих в окислительно-восстановительных реакциях,

декарбоксилировании и гидролизе, а также ферменты-катализаторы реакции

цикла Кребса. Это указывает на важность марганца для дыхания растений,

особенно аэробной его фазы. Марганец участвует в восстановлении нитратов

до аммиака при азотном обмене. В связи с этим у растений при марганцевом

голодании затрудняется использование нитратов в качестве источника азота.

Mn активирует ферменты, окисляющие важнейший фитогормон — ауксин

(Якушкина, Бахтенко, 2004).

В результате усиления марганцем гидролитических процессов возрастает

содержание аминокислот, что способствует продвижению ассимилятов,

образовавшихся при фотосинтезе из листьев в корни и другие органы.

Признаки дефицита Mn чаще всего проявляются у растений на

карбонатных, сильноизвесткованных почвах, а также на ряде торфянистых и

других почв при рН более 6,5 и богатых органическим веществом.

Недостаток элемента проявляется прежде всего на молодых листьях в

виде светло-зеленой окраски или обесцвечивания. По сравнению с железистым

14

хлорозом у однодольных появляются серые, серо-зеленые или бурые пятна на

нижней части листовой пластинки, часто с более темным окаймлением. У

двудольных признаки марганцевого голодания такие же, как при дифеците Fe,

но зеленые жилки меньше выделяются на пожелтевших участках и очень

быстро появляются некротические пятна бурого цвета. Листья отмирают

быстрее, чем при нехватке Fe.

Помимо фотосинтеза, марганец участвует в синтезе витамина С. При

недостатке Mn уменьшается количество хлорофилла, снижается синтез

органических веществ, развивается хлороз. У злаков пятна хлороза выглядят

как удлиненные полоски, а у свеклы - как мелкие пятна, разбросанные по

листовой пластинке. Отмечается слабая развитость корневой системы.

Наиболее чувствительными к недостатку Mn растениями являются свекла

сахарная, кормовая и столовая, а также овес, картофель, яблоня, черешня и

малина.

Серая пятнистость появляется у овса, пшеницы, ячменя, кукурузы.

Листья начинают загибаться по линии увядания и свешиваться вниз. На листьях

кукурузы появляются отдельные хлоротичные пятна постепенно

превращающиеся в отверстия. Болезнь чаще всего встречается на богатых

гумусом щелочных почвах (Физиология растений.., 2012).

Никель поступает в растения в виде иона Ni2+, однако может находиться

и в форме Ni+ и Ni3+. Сравнительно недавно было открыта роль Ni в высших

растениях как микроэлемента. До этого он считался необходимым

микроэлементом для бактерий. Никель присутствует в составе фермента

уреазы, который осуществляет разложение мочевины у высших растений.

Установлено, что он активирует аргиназу и воздействует на окислительные

процессы; участвует в некоторых ферментативных реакциях

(карбоксилирование, гидролизпептидных связей и др.) (Васильева, Эстрина,

1970). Ni выводит растения из состояния покоя, регулирует формирование

гистонов, воздействует на перемещение азота и прорастание семян, участвует в

трансаминировании, ускоряет процессы окисления гидрильных групп до

дисульфидных. Этот металл способствует фотосинтезу путем вхождения в

15

полярные липоиды и улучшения обеспеченности фотосинтетического аппарата

пластидными пигментами. Никель улучшает емкость катионного обмена

корневой системы. Известно, что у растений, обеспеченных Ni, более высокая

активность уреазы более низкая концентрация по сравнению с

необеспеченными. Никель стабилизирует структуру рибосом, активируя

нитратредуктазу и другие ферменты (Якушкина, Бахтенко, 2004).

По мере поступления никеля в растения металл взаимодействует с

содержащимися в почве Fe, Co, Cr, Mg, Cu, Zn, Mn, при этом марганец и

магний не ингибируют, а кобальт, медь, железо и цинк - ингибируют

абсорбцию никеля на 25-42%. Концентрация никеля в питательном растворе от

1,5 мг/кг и выше является критической, в сухой массе ячменя, выращенного на

таком растворе критической является концентрация 26 мг/кг. Содержание

никеля в листьях растений свыше 1,0 мг/кг сухой массы также считается

токсическим. Накопление Ni растениями идет на протяжении всего периода

вегетации и достигет максимума в фазе полной зрелости урожая. Этот металл

интенсивнее накапливается в генеративных, чем в вегетативных органах, и это

связано с участием его в репродуктивной функции растений. Начало

токсичности отмечается при 1,5 мг/кг в виде некротических полосок на

верхушках листьев, постепенно расширяющихся и удлиняющихся до середины

листа. В дальнейшем листья формируются нормально, без признаков

отравления ратсения элементом. Более высокое содержание металла (2-5 мг/кг)

усиливает эти симптомы, а наивысшее (10-30 мг/кг) приводит к задержке роста,

свертыванию второго и третьего листьев, хлороз и белые некротических

полосы на листовой пластине, полное обесцвечивание и отмирание листьев.

Хлороз листьев при токсическом воздействии Ni схож с железистой

недостаточности (Юмашев, Трунов, 2006).

В опыте (Говорина и др., 2007) установлены принципиальные различия в

перераспределении между зерном и соломой накопленных яровой пшеницей

тяжелых металлов. Наименьшее количество от общего выноса надземной

массой растений поступило в зерно свинца - 3-18%, кадмия - 13-63%, причем в

удобренных NPK вариантах урожаем зерна было вынесено относительно

16

меньше, чем в не удобренных. Обратная закономерность наблюдалась для

никеля - его доля в выносе зерном увеличивалась при повышении уровня

основных элементов питания с 2-22 до 42-64 %. Наблюдаемые различия, по-

видимому, связаны и с химическими свойствами элементов, и с

физиологическими особенностями растений.

Чувствительность растений к воздействию никеля не одинакова.

Токсическая концентрация элемента в листве (мг/кг сухой массы) составляет:

для риса 20-25, ячменя 26, твердой древесины 100-150, цитрусовых 55-140,

сорняков 154. Характерные признаки отравления растений никелем: хлороз,

появление желтой окраски с последующим некрозом, угнетение роста корневой

системы и появления молодых ростков, деформация различных частей

растений, пятнистость, иногда – увядание и гибель растения (Дробков, 1958).

Существует предположение, что есть очень узкий диапазон концентрации

Ni в почве, при котором растения регулируют перераспределение этого металла

из стебля в семена (Говорина и др., 2007). Для понимания явления

гипераккумуляции необходимо выявить физиологические механизмы, которые

определяют способность растений аккумулировать ТМ в различных органах.

Важное значение в транспортировке и накоплении Ni может иметь гистидин,

роль которого до сих пор мало изучена, а в литературе представлены

противоречивые данные (Серегин, 2009).

Свинец является распространенным поллютантом, характерным для почв

городских территорий (Ладонин, Пляскина, 2009). Биологическая роль этого

элемента слабо изучена, но в литературе имеются данные (Авцын и др., 1991) о

его жизненной необходимости для животных. В малой концентрации он

необходим и для растений. Недостаток Pb в растениях наблюдается при

содержании его в надземной части от 2 до 6 мкг/кг сухой массы (Кабата-

Пендиас, Пендиас, 1989). На поглощение Pb растениями указывает корелляция

содержания металла в корнях с содержанием в почвах. Как и в случае с

другими элементами, почвенные факторы и физиологические особенности

растений влияют на поглощение Pb корнями или перемещение его в надземные

органы растений.

17

Металл токсичен для микроорганизмов, растений, животных и людей.

Концентрация Pb в растениях больше 10 мг/кг крайне нежелательна,

растительная продукция с таким содержанием этого элемента может негативно

повлиять на организм животных и человека.

Избыток Pb в растения ингибирует процесс дыхания и подавляет

фотосинтез, иногда способствует увеличению содержания кадмия и

уменьшению поступления Zn, Ca, P, S. Как следствие - снижается урожайность

и качество сельскохозяйственной продукции. Внешние признаки негативного

воздействия свинца – потемнение листьев, скручивание и увядание старых

листьев. Устойчивость растений к избытку Pb неодинаковая: злаки обладают

низкой устойчивостью, более устойчивы бобовые. Этим объясняется

проявление симптомов токсикации Pb у различных видов растений при разной

концентрации металла в почве - от 100 до 500 мг/кг (Кабата-Пендиас, Пендиас,

1989).

Мнения учёных по вопросу подвижности или устойчивости свинеца в

почве при попадании его в составе загрязнений расходятся. К.G.Tiller (1968)

считает, что в лесных почвах Pb наиболее устойчив и расчетное время

снижения его общего содержания на 10% через выщелачивание, составляет

примерно 200 лет для загрязненной почвы и 90 лет для «контрольной». Такая

подвижность обуславливается выщелачиванием металла в виде растворимых

хелатных комплексов с органическими соединениями. Однако наблюдения за

балансом Pb в разных экосистемах показывают, что поступление этого

загрязнителя значительно превышает его вынос. Например, рост концентрации

Pb в почвах сельхозугодий Дании составляет 3,7% от общего содержания Pb в

почве в год. Следует подчеркнуть, что загрязнение почв свинцом носит в

основном необратимый характер, и поэтому процесс накопления Pb в

поверхностном слое почв будет продолжаться даже в условиях слабого его

привноса.

Важное значение для охраны природной среды имеет возможность

поступления Pb в растения из двух источников - почвы и воздуха, хотя Pb и

считается металлом с низкой биологической доступностью и накапливается

18

главным образом в корневой системе. Некоторые виды растений

приспосабливаются к высокому содержанию Pb в среде роста. Это выражается

в аномально высоких концентрациях свинца в подобных растениях.

Максимальное содержание Pb обнаружено у листовых овощей, выращенных

вблизи предприятий цветной металлургии, где на растения оказывается

воздействие свинцового загрязнения и через почву, и через атмосферу. В таких

условиях салат может накапливать до 0,15% Pb (на сухую массу). По

имеющимся данным загрязнение почв в результате сельскохозяйственной

деятельности, относительно слабо влияет на содержание свинца в растениях.

Для поглощения Pb растениями не установлено четкой зависимости от

степени окультуренности почв, хотя для элементов имеющих высокое

биологическое поглощение (Fe, Mn, Cu, Zn) такая зависимость была четкой

(Обухов, Лурье, 1983).

По данным П.Н. Линника и Б.И. Набиванец (1986) в почве Pb переходит в

прочные соединения с органическими лигандами, комплексы которых

становятся гораздо менее опасными для живых организмов, чем ионы металла.

При этом доля этих комплексов в водной вытяжке может достигать 90% и

более от общеого содержания свинца.

Кадмий. Еще не установлено значение кадмия для растений. Кадмий

довольно легко усваивается из пищи и воды и накапливается в тканях и органах

человека и животных. Токсичное воздействие элемента отмечается даже при

очень низком его содержании. Избыток Cd ингибирует синтез ДНК, белков и

нуклеиновых кислот, действует на активность ферментов, влияет на усвоение и

обмен других микроэлементов (Zn, Cu, Se, Fe), что может привести к их

дефициту.

В организме обмен Cd имеет несколько особенностей (Авцын и др.,

1991): отсутствие эффективного механизма гомеостатического контроля;

длительное удержание в организме при долгом периоде полувыведения (в

среднем 25 лет); преимущественное накопление в печени и почках;

интенсивное взаимодействие с рядом других двухвалентных металлов, как при

всасывании, так и на уровне тканей.

19

Кадмий обнаружен в составе "металлотионеина" – белка,

характеризующегося высоким содержанием сульфгидрильных групп и ТМ.

Функция тионеина - связывание и транспортировка ТМ для их выведения из

организма. Кадмий активирует ряд цинкзависимых ферментов: триптофан

оксигеназу, карбоксипептидазу. Однако на найдено ферментов, которые бы

активировал только кадмий (Ильин, Сысо, 2012).

Концентрация кадмия в зерне зерновых культур в опыте (Протасова,

Горбунова, 2010) изменялась от 0,1 до 0,4 мг/кг сухого вещества (тритикале) и

от 0,18 до 0,28 мг/кг (кукуруза) в зависимости от условий возделывания

культуры. Накопление ТМ в зерне может объясняться их подвижностью, а

также тем, что сформировавшиеся в ходе эволюции защитные механизмы

репродуктивных органов от загрязнителей работают лишь в определенном

диапазоне концентраций поллютантов.

Экспериментальные данные указывают на зависимость поступления в

растения кадмия от свойств почвы. При дозе кадмия до 5 мг/кг почвы его

содержание заметно меньше в тканях растений, выращенных на черноземной,

чем на дерново-подзолистой почве.

Токсичная концентрация Cd в растениях приводит к нарушению

активности ферментов, торможению фотосинтеза, нарушению транспирации

ингибированию восстановления NО2 до NО. При избытке металла у растений

происходит задержка роста, повреждается корневая система и развивается

хлороз листьев. Кадмий легко переходит из почвы и воздуха в растения. По

накопительной способности и токсичности для растений в ряду ТМ он стоит на

первом месте (Cd > Cu > Zn > Pb). (Овчаренко и др., 1997).

Устойчивость растений к высокому содержанию элемента в дерново-

подзолистой супесчаной почве проявляется при поступлении металла в

концентрации ≈10 мг/кг. Содержание Cd 20 мг/кг в некотором смысле можно

является пограничной дозой, или дозой "скрытых повреждений". При 50 мг

Cd/кг наблюдается фитотоксический эффект, регистрируемый на молекулярно-

клеточном иорганизменном уровнях (характеристики морфофизиологического

20

развития, биохимические и цитогенетические показатели) (Ульяненко и др.,

2009).

Хром. Роль хрома в метаболизме растений достоверно не доказана.

Однако W. Mertz (1969) привел данные о положительном влиянии на рост

растений Cr, внесенного в почву с низким содержанием его растворимых форм.

Концентрация элемента в растениях кореллирует с содержанием его

растворимых форм в почве. Несмотря на высокое содержание в почве,

доступность хрома для растений невелика. Наиболее высокое содержание

хрома наблюдается в корнях, а не в надземной части растения; самое низкое

содержание характерно для зерна. Некоторые дикорастущие растения могут

накапливать Cr до 0,3% сухой массы или 3,4% в золе (Mertz et al., 1974;

Петрунина, 1974). Считается, что повышенная концентрация хрома в почве

является причиной плохого роста лесных деревьев (Wedepohl, 1974).

Медленное усвоение растениями растворимых форм хрома обусловлено

особенностями механизма их поглощения корневой системой. Вероятно,

корневые ткани не способны восстанавливать Cr3+ до легко усваиваемого Cr2+,

хотя этот процесс является ключевым в абсорбции Fe растениями (Сагу, 1977;

Tiffin, 1977). Наиболее доступным растениям является Cr6+, который в обычных

почвенных условиях очень нестабилен. По данным Тиффина (Tiffin, 1977),

хром проникает в растениях в виде анионных комплексов, обнаруженных в

тканях и соке ксилемы. Есть также данные о присутствии триоксилатохромата

в листьях растений (Tinker, 1981).

Помимо стимулирующего действия хрома на развитие растений имеются

сведения и о его фитотоксичности. Андерсон и др. (1973) сообщили о

токсичности хрома для овса, произрастающего на почвах с концентрацией

этого элемента 634 мг/кг. В самом растении его концентрация составляла 49

мг/кг сухой массы. Авторы (Turner, Rust, 1971) отмечали первые симптомы

отравления хромом при более низкой концентрации в питательной среде (0,5

мг/кг) и в почвенной культуре (60 мг/кг). Но и такие количества хрома

приводили к уменьшению содержаня почти всех основных элементов питания в

21

надземной части растений и калия, фосфора, железа и магния — в корневой

системе.

Содержанию хрома в растениях стали уделять больше внимание после

того, как сравнительно недавно было открыто его участие в метаболизме

глюкозы и холестерина, указывающего на важность этого металла для

жизнедеятельности человека и животных (Schroeder et al., 1962). Содержание

хрома в растительном материале в среднем составляет 0,02—0,20 мг/кг сухой

массы, однако в сельхоз культурах содержание Cr непостоянно и зависит от

стадии развития растения.

В почве Cr существует в двух состояниях. Хромат оксианиона CrO4-2,

очень подвижен в почвах токсичен. Напротив, восстановленная форма Cr (III)

образует слаборастворимый гидроксид или устойчивые комплексы с

почвенными минералами (Верихов, 2007; Sass, Rai, 1987). В некоторых работах

приведены фитотоксичные уровни хрома в надземных частях растений (мг/кг

сухой массы): 18—24 для табака, 4—8 для кукурузы, 10 для проростков ячменя,

10—100 для риса (Davis et al., 1978; Gough, 1979; Kitagishi, Yamane, 1981).

Симптомами токсичности хрома являются увядание надземной части и

повреждение корневой системы растений, хлороз молодых листьев,

хлоротические пятна и побурение листьев. Соединения хрома почти

нерастворимы в ацетатно-аммонийным буфере с рН 4,8 и основная их масса

остается в твердой фазе, что заметно усложняет изучение поступления этого

элемента в растения (Плеханова и др., 2001).

1.2. Содержание тяжелых металлов в растениях

Медь. Растения в рамках даже одного вида имеют разное содержание

меди на разных почвах: например, для зерна озимой ржи на юге Нечернозёмной

зоны, разница составляла 1,8 раза (4,2 мг/кг в опольно-эрозионном ландшафте),

до 2,2 раза в зерне овса (6,3 мг/кг в ландшафте полесского типа). Это указывает

22

на значительную вариабельность накопления Cu растениями в разных

климатических условиях (Кудашкин, 2009). Концентрация меди в листьях

обычно выше, чем в стеблях, что вызвано присутствием элемента в

пластоцианине и белках (Анисимов и др., 2005). Однако в работе (Панин,

Нурекенова, 2002) были представлены иные результаты: среднее содержание

Cu в листьях люцерны, клевера и подмаренника составляло 2,0 мг/кг, в стеблях

– 4,2 мг/кг, что видимо было результатом особенностей геохимической среды

произрастания растений, а также видовых особенностей и фазы развития.

По данным Т.М. Минкиной (2008) среднее содержание Cu в зерне ячменя,

выращенного в Ростовской области, составляет 1,3 мг/кг и может изменяться от

1,0-6,0 мг/кг (Закруткин, Шишкина, 1997). Концентрация меди в других

травянистых растениях варьирует от 1 до 20 мг/кг сухого вещества; наибольшее

содержание металла отмечается в листьях. Зерновые культуры извлекают из

почвы в среднем 20-30 г Cu на 1 га, а лесные растения – порядка 40 г на 1 га в

год (Хорошкин, Хорошкин, 1979).

У злаков особую роль в поглощении Cu клетками играют фитохелатины,

участвующие в детоксикации ТМ и их переносу. В клетках ряда растений,

таких как резовидка Таля (Arabidopsis thaliana), был обнаружен белок COPTI,

способный связываться с ионами Cu и играющий важную роль в ее переносе в

клетки растения (Демедчик и др., 2001).

Цинк. Содержание Zn в зерновых культурах колеблется в пределах 20—

50 мг/кг (Минкина, 2008) и зависит от биологических особенностей культур,

свойств и состава почв, условий произрастания. Так, содержание Zn в зерне

пшеницы, ячменя, ржи, овса и гороха, выращенных на дерново-подзолистых и

серых лесных почвах с рН 5,4—6,0, составляли 36, 31, 26, 34 и 48 мг/кг, а в тех

же растениях на оподзоленных и выщелоченных черноземах с рН 6,0— 6,8,

соответственно 22, 26, 24, 30 и 31 мг/кг (Закруткин, Шишкина, 1997). В опыте

(Панин, 1999) по градации А.И. Перельмана (1975), по величине КБП цинк в

контрольном варианте для побегов всех изученных растений был элементом

слабого накопления (1,0-10,0).

23

Единого подхода к оценке физиологически нормальной концентрации

цинка в растениях нет. По данным разных авторов (Beker, Chesnm, 1975; Verloo

at al, 1982; Ильин, 1991), она варьирует от 15 до 150 мг/кг сухого вещества.

ПДК Zn для растений установлена в диапазоне 150 - 300 мг/кг при уровне

фитотоксичности не превышающем 400 мг/кг (Лукина, Никонов, 1993; Verloo et

al., 1982). По данным (Ильин, 1991), цинка в растениях в среднем содержится

20-60 мг/кг, ПДК - 50 мг/кг. Ученые ФРГ считают, что повреждение растений

может вызывать содержание Zn в почве 100—500 мг/кг (Beavinglon, 1973).

Предложеная Kloke (1980) ПДК Zn в почвах по его переносимости растениями

составляет примерно 300 мг/кг.

Критическая концентрация цинка в растениях, приводящая к значимому

снижению урожая различается в зависимости от вида культуры и свойств

почвы. На кислой и карбонатной почвах Zn оказывал токсический эффект на

латук при концентрациях 380 и 1058 мг/кг сухой массы, на пшеницу при 189 и

655 мг/кг соответственно (Макарова, Лотоцкая, Зак, 1972). Наибольшее

поступление элемента в растения отмечается для кислых почв.

Аккумуляция цинка растениями зависит от содержания его растворимых

форм в почве. При изучении поступления металла в растения был обнаружен

гена ZNT1, отвечающий за его транспорт (The molecular physiology…, 2000).

Кроме того показано, что в переносе Zn участвуют белки семейства CDF,

кодируемые транспортерными генами ZAT (Over-expression of a…, 1999).

При дефиците Zn в растениях накапливаются редуцирующие сахара и

уменьшается содержание сахарозы и крахмала, растет число органических

кислот и небелковых соединений азота – свободных аминокислот и амидов.

Также нарушается фосфорный обмен (Третьяков и др., 2005). Наиболее

характерный признак недостатка цинка – задержка роста междоузлий и

листьев, развитие розеточности и мелколистности.

Марганец. Содержание Mn в растениях составляет 20-300 мг/кг,

(Федюшкин, 1989; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Панин, Баирова, 2005;

Скуратов и др., 1995; Минкина, Скуратов, Докучаева, 2001; Муравьев, 2005).

24

Важную роль в изменении уровня микроэлементов в растениях играют

рН среды и концентрация Са и Mg в почве, которые вступающих в

антагонистическое взаимодействие с большинством микроэлементов (Robson,

Pitman, 1983). Так например на ультраосновных породах Мn в растениях в 4

раза меньше, чем на основных породах. При этом почвы на этих породах мало

отличаются кислотностью среды и концентрацией Мn в них. Вероятно, эти

различия вызваны антагонистическим действием высокого уровня Mg на

поступление Mn в растения. Известно, что антагонистическое взаимодействие

может наблюдаться и между микроэлементами (Ильин, 1985; Черных, 1988;

Степанок, 2000; Kabata-Pendias, Pendias, 2001; Колесников и др., 2006).

Никель. По литературным данным, содержание никеля в различных

видах растений составляет от 0,1-1,0 (Ильин, 1991) до 8,1 мг/кг (Beker, Chesnm,

1975) при критической концентрации 3,0 мг/кг (Beker, Chesnm, 1975; Тарабрин,

1980). Культуры делятся по накоплению никеля в урожае на группы:

относительно низкого накопления - пшеница, ячмень, рожь; высокого –

бобовые, овес. ПДК Ni в растениеводческой продукции составляет 5 мг/кг

(Обухов, Зырин, 1980). Концентрация металла в зерновых и кормовых

культурах варьирует от 0,1 до 1,7 мг/кг, в клевере – от 1,2 до 2,7, в овощных

растениях - от 0,2 до 3,7 мг/кг сухой массы. В среднем овощные культуры

содержат 0,5 мг/кг (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989).

Свинец. Для растений нормальная концентрация свинца лежит в

пределах от 0,1 до 5,0 мг/кг сухого вещества (Beker, Chesnm, 1975; Ильин, 1991;

Виноградов, 1957), критическая - 10 мг/кг (Тарабрин, 1980), фитотоксичная -

более 60 мг/кг (Verloo et al., 1982). Содержание Pb в зерновых культурах

разных стран мира изменяется от 0,01 до 10 мг/кг. ПДК Pb в США, Англии и

Франции – 1,5-2,0 мг/кг, а в большинстве стран – 0,3-0,5 мг/кг. На

незагрязненных почвах содержание Pb в надземной части растений в 2,4 раза

больше, чем в зерне. Г.А. Таланов и Н.И. Лебедев (Таланов, 1991; Лебедев,

Чечива, 1988) предлагают устанвоить содержание Pb на уровне 2-10 мг/кг. В

Германии за МДУ Pb принято содержание в растениях 10-30 мг/кг (Blume,

1992).

25

В.П. Фирсовой и др. (1997) обнаружено превышение содержания МДУ Pb

в сельскохозяйственных культурах на незагрязненных черноземах

выщелоченных и оподзоленных. Аналогичную ситуацию для некоторых ТМ, в

том числе и Pb, описывает С.А. Корнеева с соавторами (1994) на территории

Челябинской области.

Данные ряда исследователей (Закруткин, Шкафенко, 1996; Никитюк,

1998), указывают на несоответствие между современными санитарно-

гигиеническими нормами (Санитарные правила и…, 1996) и естественными

концентрациями Pb в растительности региона (Минкина, 2008).

В опыте (Дмитраков, Дмитракова, 2006) поступавший в растения Pb на

96-98% аккумулировался в корневой системе. Элементостатический барьер на

границе корень-стебель составлял 59 и 148 единиц при внесении 500 и 2000

мг/кг Pb почвы соответственно.

Содержание Pb в урожае, выращенном на незагрязненных почвах, по

данным разных авторов, опубликованным в 1970—1980 гг., составляет 0,001—

0,08 мг/кг влажной массы, 0,05—3,0 мг/кг сухой массы и 2,7—94,0 мг/кг золы.

Хотя среднее содержание Pb в злаках различных стран кажется сильно

изменчивыми (0,01—2,28 мг/кг сухой массы), общее среднее, вычисленное

после исключения двух крайних значений, составляет 0,47 мг/кг и совпадает с

чаще всего определяемыми концентрациям (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989).

Фоновое содержание Pb в кормовых культурах в среднем составляет

(мг/кг сухой массы): в травах 2,1 (колеблется от 1 до 9), в клевере 2,5

(колебания от 1 до 8). В загрязненных районах свинец может поступать в

растения не только из почвы, но и из воздуха, достагая в овощах концентрации

63-232 мг/кг в травах, 10-20 мг/кг в картофеле и 27-57 мг/кг в моркови

(Тяжелые металлы…, 1997).

Даже в небольшом ареале (площадка 20 м2, дерново-луговая почва,

содержание подвижных форм Pb 0,7 мг/кг, коэффициент варьирования - 15%)

по содержанию свинца луговые травы располагаются в виде следующего ряда:

душистый колосок > щучка дернистая > манжетка > раковая шейка > хвощ >

лисохвост > мятлик луговой (Кочерина и др., 2000).

26

Кадмий. Содержание Cd в растениях определяется биологическими

особенностями и наличием элементостатических барьеров на границе корень-

стебель (Потатуева, Сидоренкова, 2010; Федосеенко, 2004). По сводным

данным А. Кабаты-Пендиас, X. Пендиас (1989), нормальное содержание Cd в

надземной части растений составляет 0,05 - 0,6 мг/кг сухого вещества;

токсическое - 1,0 - 70 мг/кг. На основе данных из разных стран и для различных

видов растений, авторы (Ильин, Степанова, 1980; Минкина, 2008; Jacobson,

Turner, 1980) указывают среднее значение концентрации Cd для зерна в 0,013 -

0,22 мг/кг сухой массы. Загрязнение природной среды ведет к увеличению

содержание Cd в зерне пшеницы. Так, за период с 1916 г. по 1972 г. оно

возросло с 15 до 57 мкг/г (Jacobson, Turner, 1980). При повышенной

концентрации элемента в почве, его содержание может достигать 5,5 - 14,2

мг/кг (Ильин, Степанова, 1980), 6,8 мг/кг, 15,2 мг/кг (Калашникова, 1991).

Граница угнетающего рост и развитие растений содержания Cd составляет 1-2

мг/кг, его предельная безопасная концентрация может составлять 3 мг/кг

(Ильин, 1997; Покровская, 1986). По мнению отечественных авторов, ПДК

элемента в кормах составляет 0,3-0,6 мг/кг (Таланов, 1991; Цинк и кадмий…,

1992).

Высокая фитотоксичность кадмия объясняется его близостью по

химическим свойствам к цинку. Поэтому кадмий может замещать цинк во

многих биохимических процессах, нарушая работу большого количества

ферментов.

Характерные признаки повышенной концентрации кадмия в растениях,

— замедление роста, повреждение корней, хлороз листьев, красно-бурая

окраска их краев или прожилков. Помимо ингибирования метаболизма ряда

микрокомпонентов питания кадмий тормозит фотосинтез, нарушает

транспирацию и фиксацию СО2, меняет проницаемость клеточных мембран

(Rout, Das, 2003).

Хром. По данным К. Грязновской (1974), средняя концентрация Cr в

траве вблизи городских улиц достигает 17 мг/кг сухой массы. В лишайниках,

собранных в городе, его содержание варьировало в пределах 5—10 мг/кг

27

(Kitagishi, Yamane, 1981). Фолксон (Folkeson, 1981) обнаружил Cr во мхах (5

мг/кг) около торфосжигающего завода и во мхах (9 мг/кг), произрастающих

возле золоотвалов, где фоновая концентрация составляла 1—1,5 мг/кг. Гоф и

Северсон (Gough, Severson, 1976) обнаружили Cr в концентрации 500 мг/кг в

золе полыни трехзубчатой, отобранной в окрестностях завода по производству

фосфорных удобрений.

Соединения Cr4+ являются наиболее опасными. ПДК для Cr4+ 0,05 мг/дм3,

для Cr3+ 0,5 мг/дм3. ПДК для Cr6+ – 0,001 мг/дм3 (Вредные химические

вещества…, 1989). Многочисленные исследования отечественных и

зарубежных авторов (Гармаш, Гармаш, 1987; Ильин и др., 1985; Ильин, 1991;

Definition.., 1982; Mikko, 1990; Mikko, Hakan, 1990) показали, что между

накоплением ТМ растениями и гранулометрическим составом почв и, в

частности, степенью её дисперсности, существует тесная корреляционная связь

(Yin et al., 2002).

1.3. Накопление тяжелых металлов растениями и механизмы

устойчивости растений к загрязнению

Первые исследования изменений биоты возле точечных источников

выбросов были проведены в конце XIX в. (Holland, 1888; Haselhoff, Lindau,

1903; Stoklasa, 1923). Описания мертвых лесов и "лунных ландшафтов" вошли

во многие учебники экологии (Freedman, 1989; Орлов и др., 2002) как наиболее

яркие примеры негативных последствий человеческой деятельности. Активное

накопление информации позволило уже к концу 1970-х годов ярко представить

картину трансформации экосистем под антропогенной нагрузкой (Woodwell,

1970; Smith, 1981; Odum, 1985; Rapport, Whitford, 1999).

Особенность ТМ заключается в их устойчивости к процессам

естественного разрушения и, оказываясь в почве, они сохраняются в ней на

длительный период. Известно, что как дефицит, так и избыток того или иного

28

элемента питания меняет химический состав растительных тканей (Ринькис и

др., 1989). При антропогенном загрязнении почв ТМ нарушается баланс

питания, и как следствие этого, биохимический состав и полноценность

растениеводческой продукции, что в свою очередь влияет на здоровье людей,

употребляющих эту продукцию (Авцын и др., 1991). Имеются сведения, что

даже небольшое загрязнение почвы ТМ (увеличение концентрации элементов

от фонового до 10 кларков, (Цемко и др., 1980)) ведет к росту содержания в

растениях сверх допустимой нормы Cd, занимающего первое место в ряду

фитотоксичности среди Ni, Cu, Zn, Сu и Рb (Smilde,1981; Кабата-Пендиас,

Пендиас, 1989).

Успешные опыты с этилендиаминтетрауксусной кислотой позволяют

предполагать (Душенков, Раскин, 1999), что растения усваивают

малорастворимые соединения ТМ в результате выделения корнями в почву

каких-то природных веществ-комплексообразователей. Например, известно,

что при дефиците в растениях Fe корни выделяют в почву фитосидерофоры,

переводящие в растворимое состояние железосодержащие минералы,

находящиеся в почве. Отмечается (Душенков, Раскин, 1999), что

фитосидерофоры способствуют также накоплению Cu, Zn и Mn.

Доступность связанных с частицами почвы ТМ для растений, повышается

и находящимися в мембранах корневых клеток ферментами-редуктазами.

Корни ряда культур (например, фасоли) могут при нехватке Fe повышать

кислотность почвы, вследствие чего соединения металла становятся

растворимыми. В увеличении доступности ТМ растениям важную роль играет

и корневая микрофлора (Душенков, Раскин, 1999).

Согласно современным представлениям о поступлении и распределении

элементов в растениях их ионы могут сорбироваться клеточными стенками

и/или, преодолевая мембраны, поступать в симпласт, где часть переносится в

вакуоли, другая - используется в метаболических процессах, а третья по

ксилеме движется в надземные органы. В ксилеме ионы адсорбируются

клеточными стенками или превращаются в комплексы с органическими

веществами цитоплазмы (Ильин, Степанова, 1982). Поглощение

29

микроэлементов растением — это многофакторный процесс, течение которого

зависит от почвенно-экологических условий, степени окультуренности почв,

обеспеченности ее элементами (Соловьев и др., 1982; Обухов и др., 1985).

Известно, что сельскохозяйственные культуры имеют разную

способность к аккумуляции микроэлементов из почвы и воды. Наиболее

высокое содержание микроэлементов характерно для зерновых и зернобобовых

культур (Радомский и др., 1998).

С увеличением техногенной нагрузки видовые различия в накоплении ТМ

большинством видов растений закономерно уменьшаются. Это указывает на

ограничение адаптационных возможностей растений, вызваных химическим

стрессом. При поступлении ТМ в почву начинается трансформация их

первичных форм, вертикальное и горизонтальное перераспределение, иными

словами, миграция. Миграционная способность элементов обуславливает более

быстрое их поступление к корням растений, переходя, таким образом, в

пищевую цепочку почва - растение – животное - человек (Антипов, Ермаков,

2008; Добровольский, 1997; Мотузова, 1999; Карпухин, Ладонин, 2008).

Скорость биогенных циклов определяется количеством элементов,

переходящих в надземную часть растений. Это количество регулируется

процессами транспорта подвижных форм элементов из почвы через барьеры

корневой системы в побеги. Наряду с механизмами онтогенетического уровня,

общее количество элементов, переносимых в надземные органы, зависит от

изменения видового состава фитоценоза. Сохраняются растения, имеющие

большую толерантность к загрязнению. Подобную трансформацию можно

рассматривать как фактор, ограничивающий включение ТМ в дальнейшие

биогенные циклы и защищающий организмы следующих трофических уровней

(Безель, Жуйкова, 2007).

Активность поступления металлов в растения определяет не только

содержание их в почвах. Способность разных растений аккумулировать

микроэлементы весьма изменчива, как и их чувствительность к избытку или

недостатку элементов в среде. При аэротехногенном загрязнении природной

среды ТМ возможны два основных пути их поступления в растения: из

30

атмосферы через листовую поверхность и из почвы через корневую систему.

Большинство опубликованных работ (Кабата–Пендиас, Пендиас, 1989, Muncha,

Muncha, 1987) посвящено поступлению ТМ в растения через корневую систему.

Поглощение металлов корнями бывает пассивным (неметаболитическим) и

активным (метаболитическим). Пассивное поглощение представляет собой

диффузию ионов из почвенного раствора в эндодерму корней (Кабата–Пендиас,

Пендиас, 1989). Так как основным путем поступления ТМ в органы растений

является проникновением через корневую систему, концентрация металлов в

корнях обычно выше.

Разное содержание ТМ в надземной части растений из различных

филогенетических групп могут объясняться неодинаковой ёмкостью

катионного поглощения корней, а также скоростью транспорта

металлхелатирующих белков (Marschner, 1995; White, Brown, 2010). Для одно-

и двудольных растений установлено, что разные виды различаются по составу

сидерофоров (корневых выделений) (Neumann, Romheld, 2002). От видовой

принадлежности растения зависит интенсивность транспирации, влияющая на

перенос элементов в надземные органы по апопластному пути (White, Brown,

2010). Еще одна важная причина различий это присущий виду тип обмена

минеральными соединениями (Horak, Kinzel, 1971; Дроздова, Алексеева-

Попова, 1998).

Имеющиеся в литературе данные (Стрнад, 1991) позволяют сделать два

общих вывода о поступлении ТМ в растения: 1) прослеживается тенденция к

увеличению концентрации ТМ во всех частях растений с ростом содержания

поллютантов в почве; 2) металлы всегда накапливаются в растениях в порядке

Cu > Pb > Cd, отвечающем их общему содержанию. Однако надо брать во

вмнимание и то обстоятельство, что растения с помощью физиологических

барьеров могут ограничивать переход загрязнителей из корневой системы в

надземную часть и из нее в репродуктивные органы. Причем такой

«генетический контроль» сильнее развит у злаков, таких как ячмень и кукуруза.

У овса высота такого физиологического барьера составляет 4-14 для различных

концентраций Pb в почве (Степанок, 1998). По результатам исследований,

31

элементостатический барьер на границе корень-стебель составил от 5 на

контроле до 25 и 59 (при 500 мг Pb/кг) и 108 и 148 (при 2000 мг Pb/кг почвы) на

60-е и 90-е сутки вегетации соответственно. По данным (Санитарные нормы...,

1996; Скрипниченко, Золотарева, 1981; Ильин, Степанова, 1980), в органах

растений уровень содержания ТМ сильно различается: его распределение имеет

акропетальный характер и уменьшается в ряду: корни > листья > стебли > зерна

(плоды). Это подтверждается данными о выносе Pb, возрастающем помимо

увеличения содержания этого металла в почве также и при росте уровня

питания. Поскольку основная часть элементов аккумулируется в корнях

(Степанок, 1998; Скрипченко, Золотарева, 1981; Ильин, Степанова, 1980), их

химический анализ может служить индикатором загрязненности почвы ТМ.

Такой показатель информативнее химического анализа почв, поскольку

учитывает уже усвоенные растением ТМ, тем самым демонстрируя

способность растения к накоплению элементов (Важенин, 1984).

Барьерный тип накопления химических элементов и их соединений до

определенной их концентраций - широко распространенное явление. Растений

имеют барьеры по отношению к поглощению большинства элементов,

обусловленые специфическими физиолого-биохимическими механизмами.

Реакция растений на содержание элементов в среде обуславливается барьерным

и/или безбарьерным типом их поглощения. Корни, как правило,

характеризуются безбарьерным накоплением, а надземная часть – барьерным

(Андреева, Говорина, 2008). Это наблюдается и у различных клеточных

структур одного органа (Ковалевский, 1991; Кабата-Пендиас, 2005). Тип

накопления элемента зависит и от его биохимических свойств. Так

установлено, что в корнях мобильность Cu и Pb была ограничена из-за их

связывания клеточными стенками, а высокая подвижность Zn и Mn в растениях

обуславливалась преобладанием их низкомолекулярных подвижных форм,

которые не были связанны с этими клеточными структурами (Кабата-Пендиас,

Пендиас, 1989; Андреева, Говорина, 2008). Наибольшая концентрация

элементов в живых организмах появляется при трансформации растворенных

ионных форм в биолиты - биогенные минералы (Волков и др., 2004). В этой

32

трансформации важную роль играют цитоплазматические мембраны клеток,

отвечающие за функционирование всех клеток организма. Основная задача

любой биологической мембраны - создать барьер с селективной

проницаемостью между разделяемыми ею водными компартментами (Геннис,

1997).

Принято считать, что в генеративных органах микроэлементы

аккумулируются по барьерному типу, за счёт генетического контроля (Ильин,

1985; Ковалевский, 1971). О существовании подобных барьеров

свидетельствует характер распределения ТМ в растениях выглядящий

следующим образом: корень > надземная часть > репродуктивные органы

(Богомазов, Акулов, 1994; Волошин, 1997; Цаплина 1992; Ильин, 1991;

Скрипченко, Золотарева, 1981; Серегин, Иванов, 1997). Однако в литературе

имеются сведения о существенной вариабельности микроэлементного состава

генеративных органов (Кашин, Убугунов, 2012).

В опытах с яровой пшеницей Новосибирская 67 в песчаной культуре

Н.Ю. Гармаш (1985) установила, что в присутствии Cd в дозах 3 -1 5 мг/кг

концентрация N в биомассе уменьшалась, а в зерне достоверно увеличивалась.

Содержание P и K практически не изменялось, концентрация Mg возрастала в

корнях, и уменьшалась в надземной части, для Mn отмечалось повышение его

концентрации в биомассе, для Cu - снижение в зерне.

Как правило, техногенное загрязнение является комплексным, поэтому

полученные при моделировании воздействия одного элемента результаты, не

дают универсальных выводов. При учёте сложности и разнообразия

взаимодействия ТМ в системе почва-раствор-растение, объективное

нормирование фитотоксичности полиэлементного загрязнения становится

трудной задачей (Фатеев и др., 2001).

При поглощении растениями между элементами возможны

антагонистическое и синергическое взаимодействия (Ильин, 1985; Степанок,

2000; Колесников и др., 2006). Аддитивное и синергическое взаимодействие

наблюдается при комплексном воздействии Li, Zn, Cu, Cd, Ni и Co на ячмень,

кукурузу и сою (Wallace et al, 1980). Взаимное усиление поступления ТМ в

33

растения при их совместном нахождении в почве рассмотрено в трудах Г.А.

Гармаш, Н.Ю. Гармаш (1987), Н.А. Черных (1988).

Таким образом, угнетающее воздействие ТМ определяется как

неизбирательной токсичностью, так и специфическим влиянием отдельных

элементов на определенные физиологические процессы. В результате первого

процесса может нарушиться общий метаболизм клеток. В результате второго

избирательно затрагиваются отдельные процессы роста.

Несмотря на многочисленные исследования, посвященные воздействию

ТМ на растения, вопрос о механизме связывания почвой химических элементов

остается дискуссионным. В условиях всё возрастающей техногенной нагрузки

на почву, для увеличения продуктивности растениеводства и контроля качества

выращиваемой продукции необходимы достоверные данные о токсичности ТМ

и механизмах их поступления в растениях (Димитраков, Димитракова, 2006).

Одной из главных задач экологической физиологии растений является

изучение ответной реакции растений на ТМ, оказывающие при повышенном

содержании негативное воздействие на различные физиологические процессы.

Данная проблема помимо практического значения, имеет также важное

фундаментальное значение, связанное с изучением адаптации и устойчивости

растений к техногенному загрязнению. Среди ТМ Cd и Pb – наиболее

распространенные токсиканты, значение которых для растений до конца не

выяснено, в то время как Ni и Zn относят также и к микроэлементам.

Хотя по меркам эволюционного времени длительность деятельности

промышленных предприятий сравнительно мала, произрастающие вблизи

металлургических заводов растения способны адаптироваться к высокому

содержанию ТМ. По сравнению с фитоценозами чистых территорий в

импактных сообществах увеличивается как число устойчивых к загрязнению

индивидуумов, так и устойчивость целых видов (Ernst, 2006; Дуля и др., 2013).

За последние 10-15 лет значительный прогресс достигнут в изучении

устойчивости и адаптации растений к загрязнению ТМ. Но актуальность этой

проблемы по-прежнему не исчерпана. Важно расширение знаний об

экологических адаптациях растений. Эти знания требуются для

34

фиторемедиации, биомониторинга и рационального природопользования

(Головко и др., 2008).

При разработке природоохранных мероприятий в условиях техногенного

загрязнения необходимо изучение поступления ТМ в растения. Проблема

поступления элементов в растения имеет ряд практических аспектов. Во-

первых, растения являются промежуточным резервуаром, через который ТМ

переходят из воды, воздуха и почвы в организм животных и человека, что

создает необходимость в разработке методов защиты трофических цепей от

попадания в них опасных концентраций металлов. Во-вторых, доказано, что

ТМ ядовиты для самих растений, что вызывает вопросы об ответной реакции

растений на избыточное содержание ТМ в среде. И, в-третьих, необходимо

выяснить возможность использования растений в качестве биоиндикаторов

загрязнения природной среды ТМ (Нестерова, 1989).

Устойчивость растений к загрязнению металлами исследуется в

различных аспектах — физиологическом, биохимическом, генетическом,

экологическом (Дуля и др., 2013). С середины XX века для определения

металлоустойчивости широко применяют корневой тест, представляющий

собой сравнение скорости линейного роста корня в чистой питательной среде и

в среде с добавлением загрязнителя (Wilkins, 1957). С помощью корневого

теста для многих видов (Agroslistenuis, A. gigantea, D. caespitosa, Festucarubra, F.

ovina, Loliumperenne, Sedumalfredii, Sileneparadoxa, S. Vulgaris и др.) показана

повышенная устойчивость к ТМ популяций из техногенных зон по сравнению с

фоновыми (Ernst, 2006).

На ранней стадии применения корневого теста использовали только

такую концентрацию металла (Wilkins, 1978), при которой не прослеживалось

полное угнетение контрольных растений, но заметно ингибировался рост

устойчивых. По мере развития экотоксикологии стало понятно, что корректная

оценка устойчивости возможна лишь при рассмотрении широкого диапазона

концентраций элемента (Дуля, Микрюков, 2011). В современных

исследованиях это требование исполняется, но математический анализ

устойчивости растений к металлам остается "архаичными": то есть, сводится к

35

попарному сравнению скорости роста при разных дозах поллютанта, что делает

изложение результатов громоздким и сложным для понимания. Иногда

сравниваются параметры линейной регрессии между скоростью роста и дозой

элемента (De Vos et al., 1991; Paschke, Redente, 2002), но такой подход еще

менее объективен, поскольку имеет место четкая нелинейность зависимости

(Дуля, Микрюков, 2011).

По данным (Еремченко, Чуднова, 2012) содержание микроэлементов в

надземных органах растений, произрастающих на одной почве, отличалось в

несколько раз. По-видимому, растения поддерживают генотипически заданный

«микроэлементный гомеостаз», который обеспечиваетсяя барьерной функцией

корней (Ильин, 1991; Ковалевский, 1991; Нестерова, 1989; Прасад, 2003).

Металлоустойчивость растений обеспечивают молекулярные и

физиологические механизмы, специфичные как для отдельного вида растений,

так и для целой таксономической группы определенного уровня (Antonovics

etc., 1971). Активация механизмов формирования устойчивости к загрязнению,

как считается, зависит и от элемента, и от видовой принадлежности растения

(Wagner, Krotz, 1989).

Истинной устойчивостью считается толерантность, которая обусловлена

внутренними факторами. У толерантности генетическая основа (Antonovics etc.,

1971) и она быстро развивается, но имеет определенную емкость. При

возрастании техногенной нагрузки устойчивость растений снижается. При

очень высоком содержании ТМ физиологические барьеры перестают работать:

концентрация элементов в органах растения стремительно увеличивается,

выравнивается в корнях и надземной части и растение погибает (Нестерова,

1989).

Количество генов, участвующих в регуляции металлоустойчивости

неизвестно, однако принято считать, что их много, потомоу как нет заметной

разницы между толерантностью самих растений и их гибридного потомства.

Проведены исследования, показывающие довольно простую систему

генетического наследования металлоустойчивости (Macnair, 1983). Результаты

36

этих исследований подтверждают, что устойчивость к ТМ способна

развиваться очень быстро (Bradshaw etc., 1965; Ernst, 1976).

Сопротивляемость растений токсическому воздействию ТМ при их

повышенном содержании – толерантность, обуславливается как внешними

(низкая подвижность катионов в прикорневой зоне, антагонизм ионов

металлов), так и внутренними факторами (селективное поглощение ионов;

пониженная проницаемость мембран; иммобилизация ионов в корнях и т.д.)

(Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Нестерова, 1989; Ильин, 1991; Панин, 1999).

Таким образом, внутренние механизмы являются защитными свойствами

растений, а внешние – связыванием металлов почвой (барьерные свойства

почв). В.С. Барсукова (1997) относит к внешним механизмам и корневые

выделения.

Металлоустойчивость растений обусловленна рядом механизмов,

включающих выборочное поглощение ионов, их иммобилизацию, изменение

метаболизма, выведение элементов из растения вымыванием из листьев, через

корневые выделения, сбрасывание листьев и т.п. В общем, эти механизмы

можно представить в виде следующих групп: 1) предотвращение попадания

элементов в клетки; 2) внутриклеточные механизмы толерантности; 3)

образование комплексов (Битюцкий, 1999). В детоксикации важную роль

играет образование комплексов ТМ с низкомолекулярными белками -

металлотионеинами, имеющими низкую молекулярную массу (от 10 до 70 кДа)

и высокое содержание аминокислоты цистеина (до 30 %) (Prasad, 1999).

Некоторые исследователи выделяют фитохелатины (Серегин, 2001; Steffens,

1990), связывающие ионы ТМ в тиолатные комплексы. Кроме того, комплексы

цитрата, малата, фитата, оксалата с Cd, Zn и другими ТМ найдены в вакуолях

(Серегин, 2001).

Устойчивости растений к загрязнению формируется при одновременной

работе нескольких типов механизмов. Не исключено что генетически

детерминированная устойчивость к ТМ может являться результатом

модификации одного механизма (Феник и др., 1995). Снижение поступления

ТМ в надземную часть растения – один из механизмов устойчивости к

37

неблагоприятным условиям среды. Физиологический смысл этого процесса,

вероятно, заключается в уменьшении содержания элемента в тех участках

организма, где наиболее активно идет биосинтез. Благодаря этим механизмам,

растения продолжают развиваться при повышенной концентрации поллютантов

в среде.

Многие виды растений могут аккумулировать ТМ в концентрациях, в

десятки и сотни раз превышающие их содержание в окружающей среде. По

аккумулирующей способности выделяют две контрастные группы растений:

исключатели, у которых ТМ накапливаются в основном в корневой системе, и

аккумуляторы, накапливающие большое количество ТМ в надземной части

(Baker, 1981). В литературе, однако, очень мало информации о морфо-

анатомических и физиологических механизмах, отвечающих за способность

одних видов растений аккумулировать ТМ в корнях, а других – в надземной

части (Серегин, 2009). Накопление металлов в корнях и принадлежность

растений к исключателям, как и в случае с гипераккумуляторами, определяется

как структурно-функциональными, так и биохимическими особенностями

тканей корня. Структурно-функциональными особенностями являются

функциональные барьеры, которые ограничивают поглощение ТМ стелой

корня, а значит, и проводящими тканями, вследствии чего аккумуляторами

являются отдельные ткани корня (Серегин, 2009).

Приспособление растений к высокому содержанию ТМ идет двумя

способами: использованием защитных механизмов и инактивацией

поглощенных металлов путем их переноса в менее уязвимые компартменты

клетки. Первый из представленных способов получил название «барьерная

функция» растений, которая представляет собой отношение содержания

металлов в корнях к их содержанию в надземной части. Проявление барьерных

функций различается как у отдельных видов растений, так и у различных

элементов. Например, у ячменя отмечается разный тип поглощения ТМ. По

M.N.V. Prasad и J. Hagemeyer (1999), А. Кабата-Пендиас (2001) тип поглощения

Cu и Zn зерном ячменя явлется аккумулятивным, Pb – к индикаторным.

Индикаторный тип характеризуется безбарьерным поступлением элементов

38

или прямо пропорциональным их концентрации в почве. Обычно при этом

наблюдается токсический эффект воздействия металлов на растение.

При поступлении в растение ТМ преодолевают барьеры избирательного

поглощения (Ильин, 1982). Полученные в вегетационном опыте (Минкина,

2009) данные подтверждают теорию о существовании барьерного типа

накопления химических элементов в растениях при максимальном их

содержании в питательной среде. Установлен барьер на границе солома-зерно и

корень-зерно при поглощении Cu и барьер солома-зерно при поглощении Zn, в

отличие от Pb. Существоваение барьера указывает на низкую токсичность

элемента для растения. Также некоторыми авторами (Казнина и др., 2010;

Clemens etc., 2002) отмечается, что рост побега ингибировался слабее, чем рост

других частей растения. По-видимому, это связано с ограничением перехода Zn

в надземную часть растения за счёт активной барьерной функции корневой

системы.

Наблюдаемые в клетках растений, стрессированных ТМ в опыте (Гармаш

и др., 2008) процессы показывают, что в ходе переноса ионов ТМ сквозь

плазменную мембрану SH-группы белков-переносчиков способны задерживать

часть ионов, осуществляя барьерную функцию. Ионы ряда ТМ

взаимодействуют с генами, которые имеют металлрегулируемые элементы в

области промотора. Происходит синтез низкомолекулярных белков, схожих с

белками теплового шока, способных функционировать аналогично шаперонам.

Молекулярные шапероны – это белки, которые связывают и стабилизируют

конформационную структуру других нестабильных белков. ТМ повреждают

клетки растений путем инактивации ферментов и структурных белков,

воздействуя на металлочувствительные группы. Поэтому связыванием ионов

ТМ и защитой структур белков можно уменьшить токсичность металлов.

Попадающие в клетки металлы вступают в реакции с функциональными

группами белков, что лежит в основе одного из механизмов детоксикации,

однако этот процесс ведет к нарушению метаболизма и обуславливает

токсичность ТМ. Именно прочность связей между ионами ТМ с группами

биополимеров является одной из причин разной токсичности элементов.

39

Негативное воздействие ТМ на разные ткани растений с разными стратегиями

выживания вызвано гетерогенностью распределения элементов по тканям. Так

основной причиной замедления роста корневой системы является аккумуляция

ТМ в растущем участке корня. В целом воздействие ТМ не является

селективным и зависит от взаимодействия с функциональными группами

биологических веществ. Сродство к этим группам в значительной степени

определяет силу влияния элемента на физиологические процессы, что приводит

к ингибированию роста органа. Однако каждому металлу присуща собственная

специфика, выражающаяся в разной степени воздействия на ростовые процессы

(Серегин, 2009).

В корнях большинства растений содержание ТМ в несколько раз выше,

чем в надземной биомассе; отмечается локализация элементов в клеточных

стенках перидермы и коры (Еремченко, Чуднова, 2012). При невысоком

содержании в почвенном растворе ТМ движутся по апопласту и

аккумулируются в ризодерме и коре (Серегин, Иванов, 2001). При росте

содежания поллютантов барьерная функция корней ослабевает. Некоторые

авторы считают, что в генеративных органах ТМ аккумулируются по

барьерному типу, поскольку их поступление контролируется генетически

(Ильин, 1985; Ковалевский, 1971). Однако в литературе встречаются данные о

значительном варьировании элементного состава репродуктивных органов

(Кашин, Убугунов, 2012). В литературе имеются так же сведения, что

понижение температуры инактивировало барьерную функцию корней ячменя

по отношению к Cd при высоком его содержании в среде (100 мкМ/дм3):

скорость поступления поллютанта в побеги возрастала в четыре раза по

сравнению с оптимальной температурой.

Рассматривая более подробно физиологическую природу устойчивости

растений к токсическому воздействию ТМ, следует отметить, что устойчивость

во многом зависит от способности корневой слизи связывать поллютанты в

зависимости от сродства ионов металлов к функциональным группам

биополимеров, входящих в состав слизи. Наибольшее сродство к биополимерам

отмечается для ионов Pb. Другие катионы ТМ по сродству к уроновым

40

кислотам слизи можно представить в виде следующего убывающего ряда: Pb2+

> Cu2+ > Cd2+ > Zn2+ (Левин, 1989). Аналогичную роль может выполнять и слизь

клеток ризодермы.

Свои особенности есть и у распределения ТМ в меристематических

тканях. Так зрелые клетки поверхностных тканей корня, находясь снаружи от

физиологических барьеров, подвергаются более длительному стрессу ТМ,

нежели меристематические (Эзау, 1980). Таким образом, апикальный участок

корня растений-исключателей может считаться тканью-накопителем,

аккумулирующей металлы в отсутствие ионов-конкурентов.

Основную часть площади поперечного сечения корня занимают клетки

коры, накапливающие значительное количество Cd, Pb. Однако распределение

ТМ внутри клеток заметно различается. Для передвигающихся по апопласту

ионов, таких как ионы Cd и Pb, важнее всего "ёмкость апопласта" коры, тогда

как для аккумулирующихся помимо апопласта еще и в протопластах ионов

(например, Ni), важна также "общая емкость протопласта" клеток коры

(Данилова, 1975). Таким образом, можно рассматривать связывание ТМ

клеточными оболочками клеток коры как механизм детоксикации,

изолирующий элемент в метаболически слабо активном компартменте клетки.

По ряду причин поступление Cd, Pb и Ni в надземную биомассу

растений-исключателей ограничено. В побегах эти элементы обнаруживаются в

проводящих тканях и эндодерме. Это может объясняться их накопления в тех

участках, где транспирационный ток заканчивается.

А, к примеру, адаптация к повышенному содержанию Cu у D. Caespitosa

может основываться на дополнительных механизмах устойчивости, которые

активируются лишь при очень высоком содержании металла в среде.

Примерами тому служат внутриклеточные репарационные процессы (Hall,

2002). Для L. Floscuculi в условиях техногенной нагрузки характерны защитные

механизмы, активно работающие при любой неблагоприятной концентрации

ТМ. К ним относятся снижение поступления ионов Cu, их активный вывод из

клеток и компартментализация в вакуолях, обнаруженные у устойчивого к

загрязнению Cu родственного вида Silene vulgaris (Verkleij et al., 2001).

41

1.4. Оценка накопления тяжелых металлов почвой и растениями

Неуклонно возрастающее техногенное воздействие человека на природу к

XXI веку приобрело глобальный характер. В настоящее время на территории

Российской Федерации образовались миллионы гектаров земель, нарушенных

при разработке месторождений полезных ископаемых, прокладке линейных

объектов, проведении лесозаготовительных, мелиоративных, геолого-

разведовательных работ, складировании промышленных и бытовых отходов и

т. п. (Жидков, Коженков, 2014). Загрязнение почв ТМ из выбросов

промышленных предприятий ведет к появлению так называемых техногенных

пустынь.

Деградации почвенного покрова и опустынивание не единственные

угрозы, сопряженные с загрязнением окружающей среды. Техногенное

загрязнение несет не менее опасную для человека угрозу – проникновение

ядовитых соединений в продукты питания и питьевую воду, которое может

привести к серьёзным проблемам со здоровьем.

Для обезвреживания токсичных органических соединений, содержащихся

в отходах химических предприятий, довольно успешно применяют различные

микроорганизмы. Однако они не могут удалить из окружающей среды опасные

ТМ, такие как Cd, Cu, Hg, Se, Pb. Растения же способны извлекать ТМ из

окружающей среды и накапливать в тканях. Растительную биомассу можно

собрать и сжечь, а пепел захоронить или использовать в качестве вторичного

сырья (Dushenkov et al., 1997).

Оценка антропогенного влияния на почву - частью комплексной оценки

состояния окружающей среды, организации экологического мониторинга

(Оценка экологического состояния…, 2000). Экологический мониторинг

позволяет прогнозировать развитие негативных процессов и вовремя их

останавливать, принимая необходимые для этого меры (Балюк и др., 2008).

Загрязнение природной среды ТМ выдвигает на первый план разработку

научно обоснованных методов определения предельно допустимых

42

концентраций (ПДК) ТМ в воздухе, воде, почве и живых организмах.

Принципы и методы нормирования количества ТМ в системе почва – растение

являются дискуссионным вопросом в литературе. Сложные процессы

взаимодействия ТМ с компонентами биосферы делают вопрос о нормировании

содержания поллютантов в рамках экологически допустимых концентраций

проблематичным.

В Программе глобального мониторинга, учрежденной в ООН в 1973 г.,

фигурировали только три ТМ: Pb, Cd и Hg (Добровольский, 1983). Позднее, в

докладе исполнительного директора Программы ООН по окружающей среде

(ЮНЕП) к самым опасным элементам были добавлены ТМ: Cu, Sn, V, Cr, Mo,

Cо, Ni и три металлоида: Sb, As и Sе (Состояние окружающей среды, 1980).

Данные рекомендации по сей день являются базой мониторинга ТМ в

почве. Министерство природных ресурсов и экологии РФ контролирует общее

содержание в почвах девяти ТМ (Государственный доклад…, 2008; 2012). Для

одних элементов установлены предельно допустимые концентрации ПДК (Cd,

Cu, Ni, Zn, V, Mn, Pb, Cr), для других, не имеющих нормативов (Co, Tl), степень

загрязнения почвы определяется по четырехкратному превышению фонового

значения (Водяницкий, 2012).

Согласно Российскому санитарно-гигиеническому ГОСТу 17.4.102-83 к

сильноопасным относятся As, Cd, Hg, Se, Pb, Zn, к умеренноопасным – Ni, Mo,

Cu, Sb (1983). Этот общетоксикологический список применяется и при оценке

опасности элементов в почвах, хотя он и игнорирует взаимодействие

загрязнителей с компонентами почвы, что делает характеристику их

токсичности неверной. В дальнейшем, пристальное внимание стало уделяться

Ni, Cu, Zn, Cd, Pb и As, для которых разработаны ориентировочно допустимые

концентрации (ОДК) (Большаков и др., 2004).

По мнению А.И. Обухова с соавторами (1980), Н.Г. Зырина и А.И.

Обухова (1983), под нормированием содержания ТМ в почве и в системе почва

- растение понимается шкала концентраций ТМ в почве, адекватно

показывающая урон, наносимый плодородию почв, развитию и урожайности

растений, накоплению в них ТМ в выше ПДК. В.Б. Ильин и М.Д. Степанов

43

(1982) считают необходимой замену нормирования ПДК общим содержанием

элемента в почве на содержание его подвижных форм. И.Г. Важенин (1983)

рассматривает ПДК как концентрацию поллютанта, не вызывающую при

длительном воздействии на почву негативных изменений в почвеной биоте и

почвенно-поглощающем комплексе. Гигиенисты предлагают оценивать ПДК по

четырем показателям вредности: транслокационному (поступление в растение

ТМ из почвы через корни), миграционному водному, миграционному

воздушному и общесанитарному (влияние поллютанта на биологическую

активность почвы) (Методические рекомендации..., 1982). В Западной Европе

широкое распространение получили ПДК, разработаные Kloke (1980). Они

охватывают большее количество ТМ (табл. 1) и находятся в более корректном

соотношении с фоновыми концентрациями. Оригинальные ПДК для некоторых

ТМ разработаны в ЦИНАО. Они представляют из себя сумму фиксированной

фоновой и некоторой постоянной сверх фоновой концентраций. Для Рb,

например, ПДК составляет 32 мг/кг, из них 12 мг/кг - фоновое содержание

свинца в почве и 20 мг/кг –допустимое антропогенное загрязнение (табл. 1).

В работах немецких авторов показана необходимость уточнения ПДК по

Kloke (1980) как в сторону повышения, так и в сторону понижения нормативов

в зависимости от конкретных почвенно-климатических условий. Так, даже для

Германии с ее небольшим разнообразием почв рекомендуется

дифференцировать ПДК одного элемента в зависимости от особенностей

почвы, учитывая содержание гумуса, гранулометрический состав и реакцию

среды.

Таким образом, ни одну градацию ПДК не стоит считать универсальной.

Необходимо уходить от одноуровневых ПДК и разрабатывать несколько

уровней ПДК для каждого отдельного элемента, применительно к почвенным

условиям (Минкина и др., 1996).

44

Таблица 1

ПДК тяжелых металлов в почве, мг/кг

(по различным литературным источникам)

Элемент По Kloke

(1980)

По Fietjen

(1976)

По данным

Минздрава

(1987)

По данным

Института

коммунальной

гигиены (1985)

Cr

Ni

Co

Cu

Zn

As

Se

Mo

Cd

Hg

Pb

Mn

V

100

50

50

100

300

20

-

5

3

2

100

-

-

100

100

50

100

300

50

10

10

5

5

100

-

-

-

85

-

55

100

2,0

-

-

-

2,1

32

1500

150

-

фон + 45

-

фон + 35

фон + 50

2

-

-

-

2,1

фон + 20

-

-

В 1995 г. Госкомсанэпиднадзором России выпущены Гигиенические

нормативы "Ориентировочно допустимые концентрации тяжелых металлов и

мышьяка в почвах" (Дополнение № 1 к перечню ПДК и ОДК № 6229-91) с

учетом некоторых физико-химических характеристик почв, что несколько

облегчило нормирование ТМ в почвах (табл. 2). Однако эти ОДК разработаны

только для шести ТМ и являются фиксированными значениями. Кроме того,

они учитывают общее содержание, а не подвижные формы элементов.

45

Таблица 2

Ориентировочно-допустимые концентрации (ОДК) тяжелых металлов и

мышьяка в почвах (дополнение №1 к перечню ПДК и ОДК № 6229-91)

Элемент

Группа почв

Величина

ОДК

с учетом

фона

Класс

опасности

Ni а) песчаные и супесчаные

б) кислые (суглинистые и глинистые), рНKCl<5,5

в) близкие к нейтральным, нейтральные (суглинистые и

глинистые), рНKCl>5,5

20

40

80

2

Cu а) песчаные и супесчаные

б) кислые (суглинистые и глинистые), рНKCl<5,5

в) близкие к нейтральным, нейтральные (суглинистые и

глинистые), рНKCl>5,5

33

66

132

2

Zn а) песчаные и супесчаные

б) кислые (суглинистые и глинистые), рНKCl<5,5

в) близкие к нейтральным, нейтральные (суглинистые и

глинистые), рНKCl>5,5

55

110

220

1

As а) песчаные и супесчаные

б) кислые (суглинистые и глинистые), рНKCl<5,5

в) близкие к нейтральным, нейтральные (суглинистые и

глинистые), рНKCl>5,5

2

5

10

1

Cd а) песчаные и супесчаные

б) кислые (суглинистые и глинистые), рНKCl<5,5

в) близкие к нейтральным, нейтральные (суглинистые и

глинистые), рНKCl>5,5

0,5

1,0

2,0

1

Pb а) песчаные и супесчаные

б) кислые (суглинистые и глинистые), рНKCl<5,5

в) близкие к нейтральным, нейтральные (суглинистые и

глинистые), рНKCl>5,5

32

65

130

1

46

Нередко наблюдаются несоответствия между современными санитарно-

гигиеническими нормами содержания ТМ в сельскохозяйственных культурах и

реальной концентрацией металла в растениях. Подобная ситуация сложилась

для Pb на почвах и растениях Нижнего Дона. Аналогичное несоответствие

наблюдается и в ряде других регионов (Закруткин, 2002; Никитюк, 1998). По

данным (Фирсова и др., 1997; Корнеева и др., 1994) содержание Pb в сельхоз

культурах на незагрязненных черноземах выщелоченных и оподзоленных

лесостепного Зауралья превышает 0,5 мг/кг. По дейстующим нормативам РФ

такие растения должны классифицироваться, как загрязненные Pb, а,

следовательно, и почвы на которых они выращены, поскольку один из главных

критериев нормирования концентрации ТМ в почве это их содержание в

растениях. Однако содержание Pb в растениях в природе варьирует в диапазоне

от 0,1 до 10 мг/кг (Виноградов, 1957). Концентрация Pb в зерновых культурах в

разных странах мира колеблется от 0,01 до 10 мг/кг. За ПДК Pb в злаках в

США, Англии и Франции принято содержание 1,5-2,0 мг/кг. Исходя из общего

состояния растений ячменя, выращенных на черноземе обыкновенном в

Ростовской области (Минкина и др., 2003), допустимый уровень Pb в зерне

выше 0,5 мг/кг. Несовпадение отечественных ПДК элементов в почвах и

растениях указывает на необходимость их уточнения.

По результатам полевого опыта с ячменем на черноземе обыкновенном,

загрязненном ацетатами Pb и Zn, Т.М. Минкиной показано (2009), что с ростом

содержания ТМ в почве возрастает накопление их растениями. Но оценки

качества почв и растений при этом не соответствуют друг другу. Например, при

внесении в почву 100 мг/кг Zn, его концентрация в зерне оценивается как

превышающая допустимую, при этом загрязнение почвы подвижными

формами Zn отмечается при дозе 300 мг/кг. В случае с Cu ситуация

противоположная: загрязнение почвы диагностируется при внесении дозы

металла в 100 мг/кг, но при этом загрязнение растений не наблюдается.

Это указывает на необходимость нормирования содержания металлов в

почвах с учетом региональных особенностей ландшафтов. В качестве

региональных ПДК Pb в черноземе и каштановой почве, оптимальных для

47

зерновых культур, В.Е. Закруткин (2002) предлагает принять 37 и 30 мг/кг

соответственно. Разработка подходов к выявлению региональных норм

содержания ТМ в почвах Нижнего Дона на ландшафтно-геохимической основе

была проведена В.В. Дьяченко (2001). Безусловно, одним из важнейших

условий определения объективного уровня ПДК для почв является учет их

буферной способности (Ильин, 1997) и влияния ТМ на качество урожая.

При эколого-геохимической индикации загрязнения почв одним из

наиболее часто используемых показателей является суммарный показатель

загрязнения (СПЗ) почв относительно фонового уровня, предложенный Ю.Е.

Саетом и др. (1990).

Как известно, при полиэлементном загрязнении проявляется взаимное

воздействие ТМ друг на друга, влияющее на их мобильность. СПЗ учитывает

полиэлементный характер загрязнения, и, несмотря на рассчёт влияния

нескольких металлов путем простого суммирования, а в природных условиях

такое взаимодействие происходит гораздо сложнее, СПЗ - единственный

показатель, принимающий во внимание одновременно нескольких

поллютантов. Однако значения этого показателя сильно зависимы от местного

фона, поэтому использовать СПЗ лучше всего при исследовании большого

числа проб на содержание нескольких ТМ (Пляскина, Ладонин, 2009).

Показатель общего содержания поллютантов менее информативен в

случае с почвой, нежели с загрязнением воды или воздуха. При идентичном

повышенном общем содержании ТМ в почвах, негативное их влияние на

растения наблюдается только в том случае, когда в почвах присутствует

высокая концентрация этих элементов в доступных растениям формах. Если же

доступность ограничена, признаки угнетения растений не проявляются.

Поэтому необходимо иметь информацию о содержании подвижных соединений

ТМ в почве, так как именно ими характеризуется миграционная способность

элементов (Минкина и др., 1996).

При обосновании видов работ по определению количества ТМ в почвах и

растениеводческой продукции в первую очередь ориентируются на следующие

нормативные документы: СанПиН 2.1.7.1287-03, ГОСТ 17.4.2.01-81, ГОСТ

48

17.4.3.06-86 и ГОСТ 17.4.2.03-86. Если СанПиН 2.1.7.1287 устанавливает общие

гигиенические требования к качеству почвы сельскохозяйственных угодий с

учетом их специфики, фонового содержания химических соединений и

элементов, то в других стандартах приводятся показатели санитарного

состояния почв, обязательные для отдельных видов землепользования,

характеризующие санитарно-химические, санитарно-бактериологические,

санитарно-гельминологические и санитарно-энтомологические свойства.

Во всех этих документах при качественной оценке почвы на присутствие

в ней ТМ важная роль отводится определению общего содержания металлов.

Однако высокая концентрация загрязнителя в почве означает лишь вероятность

его токсического воздействия на растения. Поэтому и требуется более

детальное изучение трансформации химических соединений, позволяющее

разгадать многие загадки влияния техногенного пресса на круговорот

элементов в системе почва-растение. Определение ТМ в кислотных вытяжках

(кстати, экстракционная способность металлов кислотами одной и той же

концентрации одинакова) дает возможность оценить как обеспеченность почв

доступными для растений формами элементов, так и степени их токсикации,

что делается путем сравнения полученных данных с ПДК ТМ в вытяжках.

Обогащение верхнего слоя почвы ТМ обычно связывают с поступлением

ТМ в почву из атмосферы и образованием комплексов металлов с гумусовыми

веществами (Добровольский, 1985). Также, аккумуляцию некоторых ТМ в

гумусовом горизонте незагрязненных почв объясняют биологическим

переносом ТМ из нижележащих горизонтов через корни или посредством

испарения из почвы (Тома и др., 1980).

Для практического решения природоохранных задач и задач сельского

хозяйства рекомендуется выражать распределение элементов в системе почва-

растение коэффициентами. Показателем степени накопления элементов

растениями служит коэффициент биологического поглощения (КБП). КБП

рассчитывается как отношение концентрации элемента в растении к общему

содержанию его в почве (Полынов, 1956; Ковалевский, 1974; Перельман,

49

Касимов, 1999). КБП позволяет косвенно судить о степени доступности

элемента для растений (Кнокс, 2000).

Более объективным критерием оценки количества металлов, перешедших

из почвы в растения, является коэффициент накопления (КН). Он

рассчитывается как отношение концентрации элемента в сухой массе растений

к содержанию его подвижных форм в почве (Брукс, 1996), поскольку именно

они являются доступными для растений. Этот показатель может использоваться

как количественная мера барьерной функции системы почва-растение,

поскольку с одной стороны, он показывает изменения подвижности ТМ в

почве, а с другой - реакцию на это изменение растений. Величина КН

показывает «биофильность» химических элементов, а ее изменение - уровень

техногенной нагрузки на почву. Данный коэффициент нужно принимать во

внимание разрабатывая региональные ПДК.

Для получения полной информации о ТМ, перешедших из почвы в

растения, КН рекомендуется рассчитывать для всей группы непрочно

связанных соединений. Величины КН для непрочно связанных соединений

были приблизительно в 10 раз меньше величин КН, расчитанных для обменных

форм, но показывали аналогичные тенденции зависимости аккумуляции ТМ от

степени техногенной нагрузки (Минкина, 2008; Минкина и др., 2013).

В работе Л.В. Переломова, Д.Л. Пинского (2005) при расчете отношений

концентрации Zn в растениях к количеству его подвижных форм в почве

последние рассчитывали как сумму обменной и экстрагируемой ацетатом

натрия фракций при pH 5.

Для оценки геохимической аномальности предлагается рассчитывать

коэффициент техногенной концентрации (Кс), представленный как отношение

содержания ТМ в аномальном объекте к его фоновому содержанию в среде. В

рамках техногенной аномалии этот коэффициент может показывать

превышение фона в десятки, сотни и тысячи раз. Обычно техногенные

аномалии приурочены к промышленным предприятиям (Перельман, 1961).

Еще один показатель накопления металлов растениями – биологический

вынос ТМ с урожаем. Биологический вынос зависит от величины урожая,

50

содержания элементов в растениях, а также физиологическими особенностями

культур.

Распределение ТМ в растениях учитывается по соотношению содержания

элементов в корнях и надземной части — коэффициенту аккумуляции (КА),

который можно использовать в качестве показателя степени загрязненности

почвы и защитных свойств растений (Важенин, 1984). КА отражает адаптивные

возможности растений и определяется свойствами почв и растений. В почвах,

имеющих высокую самоочищающую способность, защитные свойства корней

проявляются слабее. Например, на черноземе КА в разы меньше, чем на

дерново-подзолистой почве. Меньший КА у злаков на черноземе по сравнению

с ячменем на дерново-подзолистой почве обуславливается также и

приспособленностью овсянницы и ковыля к условиям произрастания.

Отношение содержания ТМ в корнях к надземной части было следующим: Mn

5,5, Zn 2,2, Сr 3,1, Ni 2,2, Cu 3,1, Ni 2,2, что значительно меньше, чем для

ячменя на дерново-подзолистой почве (Важенин, 1984).

Для сложноцветных растений полыни и тысячелистника КА был

незначительным: Mn 1,5, Zn 1,1, Сu 1,5, Ni 3,1. Это связано с повышеной

концентрацией ТМ в надземной части этих растений, в среднем в 1,5—2 раза, а

для Mn - в 3,5 раза, по сравнению с злаками. Содержание Ni и в корнях, и в

надземной массе было очень низким (Важенин, 1984).

При расчете мощности корреляционного анализа учитываются величина

коэффициента корреляции (r) и объем выборки (n), а также заданный уровень

значимости (р) (Воробейчик, Козлов, 2012). Между общим содержанием ТМ в

почве и их концентрацией в растениях наблюдается прямая корреляционная

зависимость, но она никогда не бывает полной. Это обусловлено разной

растворимостью загрязняющих веществ и буферными свойствами почвы.

Поступление ТМ в растения прежде всего зависит от их содержания в почве

(Соборникова, Кизильштейн, 1990). Коэффициенты корреляции между

содержанием ТМ в растениях и окружающей среде при различных условиях

могут иметь довольно высокую величину, иногда превышающую 0,8

(Хамидова, Мирсалимова, 1989).

51

Буферную способность почвы в совокупности с защитными механизмами

растений по ограничению поступления избытка ТМ называют экологическим

потенциалом системы почва-растение. Результатом изучения этого потенциала

может стать открытие процессов, определяющих мобильность и переход ТМ из

почвы в растения. Это позволит обеспечить чистоту товарной продукции на

антропогенно нарушенных территориях (Ильин, 2004). Вклад в формирование

экологического потенциала принадлежит почве, даже если она является

малобуферной (Swinncn, etc., 1995).

Исследователями (Зырин, Чеботаева, 1979) отмечено большое сходство

роли корня и почвы в процессах сорбции. Корни хорошо поглощают обменные

и прочно связанные соединения элементов с минеральными и органическими

компонентами почвы, образующиеся под воздействием выделяемых корневой

системой органических кислот и ионов водорода (Черных и др., 2001). Корни

обладают высокой емкостью поглощения (Лархер, 1978), уменьшающейся при

малой кислотности среды и низких запасах обменных катионов и анионов, в

основном Н+ и СО2-3.

Несмотря на многочисленные исследования, посвященные влиянию ТМ

на растения (Степанок, 1998; Сысо, Бокова, 2002; Скрипниченко, Золотарева,

1981), вопрос о механизме их связывания почвой, определяющего их

мобильность и доступность растениям, остается дискуссионным. В условиях

растущего техногенного воздействия на почвы, для повышения эффективности

сельского хозяйства и контроля над качеством выращиваемой продукции

необходимы достоверные сведения о токсическом действии ТМ и путях их

поступления в растениях (Дмитраков, Дмитракова, 2006).

По данным автора (Важенин, 1984), концентрация ТМ в растениях ниже

там, где больше мощность почвы, выше влажность и как следствие это, лучше

развита растительность. На маломощной почве, более сухой и с худшим

состоянием развития флоры, содержание ТМ в растениях выше. В таких

условиях наблюдается большее загрязнение корней, особенно у злаков

(овсянница, ковыль).

52

Установленные связи между особенностями накопления и распределения

ТМ в растениях и их содержанием в почве являются важным звеном в

понимании устойчивости растений к ТМ. Вместе с тем представленные

результаты могут иметь и практическое значение ввиду возрастающего

загрязнения окружающей среды металлами (Серегин, 2009).

Проведенные исследования имеют, в перую очередь, фундаментальный

характер, так как освещают базовые принципы миграции и распределения ТМ

по различным тканям в зависимости от роли последних как для разных видов

растений, так и для разных ТМ.

53

ГЛАВА 2. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ

2.1. Объект исследований Для решения поставленных задач исследовались почвы территорий,

прилегающих к Новочеркасской ГРЭС - черноземы обыкновенные, лугово-

черноземные и аллювиально-луговые (лугово-дерновые) почвы поймы р.

Тузлов.

Новочеркасская ГРЭС (НчГРЭС) является самым крупным в Ростовской

области предприятием топливо-энергетического комплекса. Элементы-

примеси, содержащиеся в угле, используемым предприятием, содержат спектр

ТМ (Кизильштеин и др., 1990). При сжигании топлива основная масса

химических отходов элементов оказывается в составе аэрозолей, в результате

чего в летучей золе выбросов содержание ТМ в несколько раз выше, чем в

сырье.

2.1.1 Физико-географические условия и почвы Нижнего Дона

Исследуемая территория располагается на юге Русской равнины и входит

в состав Донецко-Южно-Ергенинской провинции, Донецкой и Нижнедонской

геоморфологических областей (Экология Новочеркасска…, 2001).

Почвенный покров региона представлен разнообразными почвами.

Черноземы располагаются на высоких водоразделах Донецкого кряжа,

Приазовской и Доно-Егорлыкской аккумулятивных равнин. Каштановые почвы

находятся на востоке Доно-Донецкого, Доно-Сальского и Сало-Манычского

водоразделов. Также встречаются пойменные почвы и овражно-балочный

комплекс (Гаврилюк и др., 1986; Садименко, 1966).

Черноземы занимают площадь 5346,6 тыс. га, или 57,9%. Представлены

они следующими фациальными подтипами:

54

1) черноземы обыкновенные и южные теплые промерзающие (восточно-

европейская фация);

2) черноземы обыкновенные теплые кратковременно промерзающие, и

очень теплые, периодически промерзающие (южно-европейская фация),

известные также как североприазовские и предкавказские (Вальков, 1994).

Черноземами обыкновенными теплыми кратковременно промерзающими

(северо-приазовскими) представлен основной почвенный покров Приазовской

наклонной равнины (Захаров, 1946). На территории Ростовской области ими

занято 6,7%. На западе эти почвы выходят за границы области, на востоке

постепенно сменяются черноземами южными. Черноземы обыкновенные

занимают площадь 610,5 тыс. га. Под пашню используется 521,4 тыс. га, под

сенокосы - 0,5 тыс. га, под пастбища - 34,7 тыс. га, под многолетние

насаждения - 12,2 тыс. га (Экономическая оценка…, 1991).

Пойменными почвами занято 3,7% территории. В поймах выделяют три

группы аллювиальных почв: дерновые, луговые и болотные. Луговые почвы

являются основными почвами центральной поймы. Аллювиально-луговые

почвы занимают 1,5% территории. Их развитие идит при постоянном или

временном влиянии аллювиального режима рек при залегании грунтовых вод

до 2 м (Вальков, 2002).

Черноземы обыкновенные

Черноземы обыкновенные занимают всю Доно-Егорлыкскую

аккумулятивную равнину. Их общая площадь в Ростовской области – 1459,6

тыс. га. Гранулометрический состав глинистый и тяжелосуглинистый,

глинистые разновидности преобладают. Материнские породы – лессовидные

глины и суглинки. В зависимости от мощности гумусового горизонта

подразделяются на сверхмощные, мощные, среднемощные и маломощные виды

(Безуглова, Хырхырова, 2008).

В литературе генезис черноземов Северного Приазовья интерпретируется

по-разному. Л.И. Прасолов (1916) и С.А. Захаров (1946) объединяют их и

55

черноземы предкавказской равнины в предкавказские или приазовские. И.А.

Шульга (1929) называет эти почвы «черноземы, переходные от южных

черноземов Русской плиты к приазовским черноземам». Их переходный

характер выражается в том, что южные черноземы, сохраняя свою гумусность и

структуру, значительно увеличивают свою общую мощность гумусовых

горизонтов до 80-100 см, теряют языковатость при переходе к неокрашенной

гумусом части разреза и заметно понижают залегание белоглазки (80-100 см) и

гипса (до 2м и глубже)».

Ф.Я. Гаврилюк (1955) указывает, что по своему генезису

североприазовские черноземы занимают промежуточное положение между

южнорусскими и приазовскими черноземами. С.А. Захаров (1946) и Ф.Я.

Гаврилюк (1955) выделяли черноземы Северного Приазовья как

самостоятельный провинциальный подтип.

Е.С. Блажним с соавторами (1985) отмечается, что черноземы

обыкновенные Северного Приазовья имеют сходства с черноземами Западного

Предкавказья, однако обладают своими особенностями, основная из них –

уменьшение мощности гумусового профиля. Мощность гумусовых горизонтов

составляет 60-90 см.

Горизонт А тёмно-серый или чёрный, с зернистой или комковато-

зернистой структурой, мощность 30-40 см. Постепенно переходит в горизонт В1

– тёмно-серый с ясным буроватым оттенком, с комковатой или комковато-

призматической структурой. Чаще всего мощность гумусового слоя у

обыкновенных чернозёмов составляет 65-80 см.

Ниже горизонта В1 находится горизонт гумусовых затеков В2, часто

совпадающий с карбонатным иллювиальным горизонтом или быстро

переходящий в него (Вк). Карбонаты присутствуют в форме белоглазки. В

работах А.П. Ендовицкого (2008) показано, что в результате соединения Pb и

Cd с карбонатными и рядом других анионов и образования гидроксокомплексов

CdOH+ и PbOH+ активность Pb2+и Cd2+ во много раз ниже общего содержания

этих элементов в почвенном растворе, что служит одной из причин слабого

накопления этих ТМ в растения на карбонатных почвах.

56

Отличительные признаки североприазовских черноземов: высокая

мощность гумусового горизонта при низкой гумусированности; образование и

накопление гуматного, насыщенного кальцием гумуса (Сгк:Сфк = 1,5-2,0) в

горизонтах А+АВ+В, значительная перерытость профиля землероями и его

неплотное сложение; зернисто-ореховатая структура и высокая рыхлость

горизонта А, наличие помимо белоглазки и прожилок мицелярной формы

карбонатов в виде карбонатной «плесени» (Безуглова, 2001; Вальков, 1977,

2002).

У черноземов обыкновенных наблюдается отличие в содержании

свободных карбонатов. Оно состоит в появлении свободных карбонатов на

различной глубине и в неодинаковом общем содержании СаСО3 в

двухметровом слое почвы. В верхних горизонтах почв рН составляет 6,5-8,0 в

зависимости от карбонатности, а в нижнем – 7,5-8,7 (Вальков, 1977).

Накопление илистых частиц в горизонтах создает чёткое оглинивание по

сравнению с материнской породой что является фациальной особенностью

черноземов Северного Кавказа. Оглинивание слабее проявляется в горизонте А,

более сухом и чаще промерзающем; сильнее представлено в горизонте В,

имеющей почти всегда положительные температуры и достаточную влажность

для непрерывного оглинивания (Гаврилюк и др., 1976).

В илистой фракции почвы содержатся гидрослюды, монтмориллонит,

каолинит, также обнаруживаются галуозит и аморфные соединения Fe. Емкость

поглощения североприазовских черноземов варьирует от 41 до 45,7 мг-экв.

Количество обменных оснований составляет: Ca2+ – 32,0-35,25 мг-экв или 76,3-

77,9%, Мg2+ – 7,7-8,83 мг-экв или 18,8-19,1%, Na++K+ – 1,37-2,13 мг-экв или 3,3-

4,6% (Захаров, 1946). В пахотном слое содержится в среднем 4,1 % гумуса,

общие запасы его в слое А+В составляют 325–330 т/га. Гранулометрический

состав по профилю почвы довольно однородный. Содержание физической

глины в пахотном слое глинистых разновидностей равно 64,7 % (границы

варьирования 60,1–70,3 %), в тяжелосуглинистых разновидностях – 52,4 %

(границы варьирования 45,4–59,9 %) (Безуглова, Хырхырова, 2008). Для

57

североприазовских черноземов характерно более высокое содержание

поглощенного магния.

В чернозёме существует гораздо больше возможностей для прочного

закрепления ТМ, чему способствует тяжёлый гранулометрический состав,

большее количество гумуса и соединений железа, чем в дерново-подзолистой

почве, а также присутствие глинистых минералов монтмориллонитовой

группы. В этой почве с увеличением степени загрязнения наблюдается

отчётливое преобладание фракции цинка, связанной с органическим веществом

(Ладонин, Карпухин, 2011).

В работах С.А. Захарова (1946), Ф.Я. Гаврилюка (1955), Г.Т. Бажанова и

А.И. Раздорского (1940), В.В. Акимцева (1962), М.М. Сугробова (1966), Г.Г.

Клименко (1968), В.Ф. Валькова (1977, 2002), О.С. Безугловой (1994) и др.

показано большое разнообразие свойств черноземов обыкновенных.

Лугово-чернозёмные почвы

Почвы высокого увлажнения встречаются среди черноземов и

каштановых почв за пределами пойм. Это почвы степных западин и

надпойменных террас. Они могут получать дополнительное увлажнение только

за счет атмосферных осадков их бокового стока (поверхностно-гидроморфные),

за счет грунтовых вод (грунтово-гидроморфные) или в результате совместного

питания грунтовыми и поверхностными водами (поверхностно-грунтово-

гидроморфные). Формируются в условиях некоторого повышенного

увлажнения, которое может создаваться за счет местных временных скоплений

влаги поверхностного стока, или за счет питания почвенно-грунтовыми йодами,

или в результате совместного их действия (Безуглова, Хырхырова, 2008).

Лугово-чернозёмные почвы - полугидроморфные аналогии чернозёмов.

Они формируются в условиях повышенного увлажнения за счёт неглубокого

залегания грунтовых вод (3-6 м). По профилю наблюдаются скрытые и явные

черты древнего гидроморфизма. По своему строению террасовые черноземы

сходны с подтипами черноземов окружающих вне речных территорий.

58

Типовое строение определяют следующие горизонты:

А - гумусовый с признаками строения окружающих черноземов. В

целинных и длительно залежных почвах формируются горизонты Ао (степной

войлок) и А., (дерновый горизонт); АВ - гумусовый переходный со всеми

чертами черноземообразования. Однако могут присутствовать редкие признаки

прошлого гидроморфизма в виде точечных новообразований железисто-

марганцевых конкреций; ВсаО- иллювиально-карбонатный криптоглеевый с

карбонатными новообразованиями (белоглазка, журавчики) и ржавыми

пятнами оксидов железа; С - материнская порода представлена

древнеаллювиальными глинами и суглинками.

Профиль лугово-чернозёмных почв морфологически в основных чертах

близок к профилю чернозёмов. Однако особые гидрологические условия

придают ему и ряд специфических признаков: более интенсивная (обычно

чёрная) окраска верхней части гумусового профиля, некоторая растянутость

гумусового слоя и глееватость нижних горизонтов. Профиль лугово-

чернозёмных почв подразделяется на следующие горизонты: А1(Ап), В1, В2, С.

В лугово-черноземных почвах с большим содержанием гумуса,

физической глины и ила значительную роль в фиксации ТМ играет

органическое вещество.

Эти почвы приурочены к плоским недренированным междуречьям, а

также к пониженным элементам рельефа: широкие лощины, шлейфы склонов,

лиманы и т.п. (Вальков и др., 2006).

Аллювиально-луговые почвы

Основные массивы пойменных почв приурочены к долине главной

водной артерии Ростовской области – реке Дон. Общая площадь поймы ниже

Цимлянского водохранилища составляет 307 тыс. га. Почвенный покров

представлен луговыми, лугово-аллювиальными, лугово-болотными почвами

различного гранулометрического состава, нередко солонцеватыми и

солончаковатыми в той или иной степени. Встречаются и солончаки. Однако

59

большинство почв Донской поймы обладает высоким плодородием (Безуглова,

Хырхырова, 2008).

Группа типов аллювиальных пойменных и дельтовых почв

характеризуется регулярным затоплением (сейчас или в прошлом)

паводковыми водами и отложением слоев аллювия. Периодическое затопления

паводками и близостью грунтовых вод обусловливающих особенности водного

режима и генезиса, что отражается в специфике их строения.

К основным факторам, определяющим процессы почвообразования в

дельтах и прилегающих пространствах, относятся геоморфология, генезис и

свойства почвообразующих пород, гидрологические и гидрогеологические

условия и антропогенное воздействие. Все это предопределяет разнообразие

растительного покрова и оригинальное сочетание почвообразующих явлении.

В дельтовых и пойменных почвах на основе современного и прошлого

(но не древнего) аллювиирования в различной степени своего проявления

развиваются следующие процессы: дерновый, образование и накопление

фульватно-гуматного гумуса, оглеение, осолонцевание, засоление, слитогенез

и, наконец, оторфянивание и мергеленакопление.

Аллювиальные луговые почвы развиваются под постоянном или

временном влиянием аллювиального режима рек в условиях низкой и высокой

поймы и дельты. Формируются преимущественно на суглинистом и глинистом

аллювии в центральной пойме, а также по понижениям прирусловой поймы.

Участие в генезисе почв грунтовых вод обязательно, они залегают на глубине

до 2 м. Постоянный хорошо выраженный травянистый луговой покров

обеспечивает хорошую задернованность и гумусообразование, грунтовые воды

- гидроморфизм нижней части гумусового горизонта и материнской породы, а

аллювиальный кальматаж - слоистость и наличие погребенных почв.

Эти почвы занимают прирусловую пойму и возвышенные участки в

центральной пойме. Общая площадь их составляет 138 тыс.га. Большая часть

аллювиальных и лугово-аллювиальных почв представлена глинистыми и

тяжелосуглинистыми (46 %), а также среднесуглинистыми (27,2 %)

разновидностями. Значительно меньше распространены легкосуглинистые (9,3

60

%), супесчаные и песчаные (17,5 %) почвы. При этом среди лугово-

аллювиальных почв преобладают разновидности более тяжелого

гранулометрического состава, а среди аллювиальных, наоборот, более легкого.

Почвообразующими породами для обоих видов служат аллювиальные

отложения.

Часть аллювиальных и лугово-аллювиальных почв засолена. Общая

площадь засоленных родов превышает 26 тыс. га, из них более 75 %

приходится на долю глубокосолончаковатых и солончаковатых, остальное –

солончаковые почвы. В глубокосолончаковатых почвах соли начинаются в

среднем с 90–130 см, в солончаковатых – с 40–60 см, в солончаковых – с 10–15

см (Безуглова, Хырхырова, 2008).

При обваловании русел и зарегулировании речного стока

водохранилищами исчезла прерывистость и слоистость почвообразования.

Паводки перестали промывать почвы дельт и пойм от солей, аккумулируемых в

послепаводковые периоды из грунтовых вод. Повсеместно расширяются

деградационные процессы засоления, осолонцевания, слитости и др.

Богатый элементами питания, основаниями и органическим веществом, а

также хорошие условия увлажнения за счёт питания грунтовыми одами

создают благоприятную обстановку для произрастания луговой растительности

и развития дернового процесса. Имеют хорошо выраженный гумусовый

профиль с отчётливой зернистой или комковато-зеристой структурой. Строение

профиля: Ад – дернина, сильно переплетенная корнями травянистых растений;

А1 – гумусовый горизонт тёмно-серого или серого цвета с бурым оттенком и

зернистой структурой; В1 – переходный гумусовый горизонт, часто с

признаками оглеения (В1g); В2g – переходный горизонт с отчётливым

оглеением, который постепенно переходит в суглинистые или глинистые

аллювиальные отложения, часто содержащие погребенные почвы (Сg). Общая

мощность луговых почв около 60 см (Вальков и др., 2006).

Реакция колеблется в широких пределах (рН от 4 до 6 и выше), что

связано с составом аллювия и зональными особенностями почвообразования в

61

поймах. В аллювиальных почвах отмечено увеличение содержание металлов во

фракции, связанной с гидроксидами Fe и Mn.

Гранулометрический состав по профилю неоднороден: более светлые

песчаные и супесчаные слои чередуются с темными суглинистыми

прослойками. Пятна раскисления железа начинаются обычно на глубине 150–

160 см и тяготеют, как правило, к слоям более тяжелого аллювия. Вскипание

начинается на разной глубине, но карбонатных новообразований нет, т. е.

наблюдается сплошная пропитка почвенной массы карбонатами.

Профиль заметно прокрашен гумусом (особенно в слоях суглинистого

аллювия), главным образом за счет остаточного гумуса, содержавшегося в

самом аллювии. Мощность прогумусированной толщи в основном лежит в

пределах 80–120 см. Содержание гумуса по профилю в разных слоях аллювия в

связи с различиями по гранулометрическому составу изменяется в широких

пределах: от 1,0–1,5 до 3,0–4,0 % и выше. Степень обеспеченности подвижной

фосфорной кислотой в верхней части профиля низкая, реже – средняя (0,8–2,8

мг на 100 г почвы). Обеспеченность обменным калием – повышенная и высокая

(45–70 и выше мг на 100 г почвы), в песчаных и супесчаных разновидностях –

низкая и очень низкая (5–15 мг на 100 г почвы) (Безуглова, Хырхырова, 2008).

В пойме р. Тузлов формируется аллювиально-луговая карбонатная

слабогумусированная песчаная почва (площадка № 2), которая при легком

гранулометрическом составе характеризуется низкой емкостью катионного

обмена.

По периферии с севера, востока и юга Новочеркасского холма отчётливо

прослеживается терраса, образованная понтическими известняками-

ракушечниками. Ширина террасы 200-300 м, высота 40-43 м над уровнем р.

Тузлов. Переход от плато к речным долинам осуществляется путём сноса по

склонам лёссовидных суглинков, скифских глин и формированием

делювиальных шлейфов протяжённостью порядка 600 м. Известняки

обнажаются по долинам рек Таганрогского залива и на правобережье Дона

(Алексеенко, 2000; Алексеенко и др., 2002).

62

Левый пологий склон реки Тузлов представляет собой водораздельный

участок между северными притоками реки Тузлов – реками Грушевской и

Кадамовкой. С юга на север этот водораздел поднимается от поймы до 62-65 м

так, что превышения рельефа составляет 52-55 м. Терраса долины реки Тузлов

представлена практически ровной поверхностью, иногда с небольшим уклоном

в сторону коренных склонов.

Пойма реки Тузлов имеет высотные отметки в районе ст. Грушевской 3,5-

3,7 м над уровнем Азовского моря. По левому берегу реки Тузлов сохранились

участки надпойменных террас (отметки 8-10 и 16-26 метров). В пределах

поймы р. Тузлов, скорость течения которой не превышает 0,1-0,2 м/сек,

довольно активно меандрирует, образуя петли, старицы и притоки. Наиболее

низкие отметки территории приурочены к пойменным террасам рек, где они

редко превышают 3,0 м относительно уровня Азовского моря (Сафонов, 1987;

Кобилев, Лось, 1991).

Геоморфологические особенности рельефа изучаемых территорий

обусловлены их геологическим строением. Пойма р. Тузлов орографически

обусловлена положением погребённого Тузлово-Манычского разлома,

западной ветвью глубинного Манычского грабена субширотного простирания.

Аллювиальные отложения речной долины в верхних своих частях

сложены серовато-жёлтыми глинами с песчаными прослоями, илом с

песчаными линзами и прослоями. Эти отложения по периферии

Новочеркасского холма полностью перекрыты делювием и на поверхности

обнажаются только в левобережной части долины р. Тузлов.

Отложения пойменной террасы с поверхности представлены песчано-

глинистыми породами, иногда с включениями обломков известняка и

песчаными прослоями.

По климатическим условиям исследуемые районы находятся в

полуаридной зоне юга Европейской части России, в западной провинции

недостаточного увлажнения с умеренно-континентальным климатом.

Континентальность климата выражается большой амплитудой колебания

летних и зимних суточных температур.

63

Сложные физико-географические условия, близость незамерзающих

морей и высокие горные хребты Кавказа вносят изменения в движение

воздушных масс и обусловливают своеобразие климата территории. Оно

выражается, в частности для Северного Приазовья, в умеренной

континентальности, мягкой, малоснежной, с частыми оттепелями зиме,

умеренно жарком лете и большой продолжительности безморозного (150-170

дней) и вегетационного периодов, высокой сумме положительных температур,

значительной сумме осадков (450 мм в год) (Батова, 1986; Безуглова, 2001;

Безуглова, Хырхырова, 2008).

Среднегодовая температура воздуха 8,90 С. Среднемесячная многолетняя

температура самого холодного месяца (января) составляет - 4,8 0 С, самого

тёплого (июля) + 22,8 0 - +27,6 0 С.

Наиболее холодный период, когда среднесуточная температура воздуха

понижается до -5 0 С и ниже, начинается с 5 января и длится до 15 февраля (в

среднем 42 дня). Наиболее тёплый период (среднесуточная температура + 200 и

выше) отмечается с 13 марта по 29 ноября (в течение 260 дней), средняя

продолжительность безморозного периода составляет 181 день.

Термический режим зависит от направления ветра. Зимой наиболее

низкая температура наблюдается при северном и северо-восточном ветре.

Повышение температуры воздуха зимой отмечается при юго-восточном ветре.

Летом самая высокая температура наблюдается при восточном и юго-

восточном ветре.

Ветровой режим на исследуемых территориях формируется под

воздействием широтной циркуляции атмосферы и особенно хорошо выражен в

холодный период. Преобладание ветров восточных и северо-восточных румбов

является характерной чертой исследуемых территорий. В течение года

наибольшая повторяемость таких ветров отмечается в ноябре (более 40 %),

наименьшая (около 30 %) – в июле, когда (до 20 %) увеличивается

повторяемость западных ветров. Повторяемость ветров других направлений

значительно меньше.

64

Средняя многолетняя скорость ветра на исследуемых территориях 4,6-5,8

м/сек. В летний период циркуляция воздушных масс ослаблена, однако нередки

пыльные бури и суховеи. Большое значение в ветровом режиме города имеет

штилевая погода, которая способствует застоям воздуха и значительному

загрязнению воздушного бассейна. Среднегодовое количество штилевой

погоды составляет 5-14 % в месяц.

Среднемесячная температура поверхности почвы имеет отрицательные

значения только зимой. Максимальное её значение наблюдается в июле

(+290С), минимальная (-50 С) - в январе. Глубина промерзания почвы

колеблется в различные годы от 4 до 8 см, максимальная достигает почти 90 см.

Безморозный период на поверхности почвы обычно начинается с 19 апреля, а

заканчивается 3 октября и составляет в среднем 166 дней (на 15 дней меньше,

чем воздуха).

Влажность воздуха находится в прямой зависимости от температуры. В

осенне-зимний период относительная влажность воздуха составляет 70-90 %, а

весной понижается до 60 %. В летний период нередки «сухие» дни, когда

относительная влажность может достигать опасных пределов (30-50%).

Понижение влажности до 5% в сочетании с ветром и температурой 300 С и

выше характерны для засухи и суховеев (Колесников и др., 2000).

Среднее многолетнее количество осадков на исследуемых территориях

составляет 550 мм в год. Самым засушливым месяцем в году является март (35-

40 мм), самым дождливым – июнь (60-70 мм). В отдельные годы количество

осадков может значительно отличаться от средних многолетних показателей.

Средняя интенсивность осадков в холодный период незначительна: 0,2-0,4

мм/ч; летом за счёт ливневых дождей этот показатель увеличивается до 1,7-1,9

мм/ч. Преобладающие виды зимних осадков – жидкие, они составляют 70% всех

случаев. Снежный покров малоустойчив и высота его колеблется от 5 до 40 см.

На исследуемой территории в летнее время испаряемость с поверхности

почвы в два раза и более превышает количество атмосферных осадков, что при

их преимущественно ливневом характере определяет непромывной тип водного

режима зоны аэрации и способствует аккумуляции растворимых солей на

65

определённых глубинах. В летнее время дождевые воды в основном стекают в

поверхностные потоки, не успевая просачиваться в почву.

В холодный период года количество выпадающих осадков в 1,5-2 раза

больше, чем величина испарения. Именно зимой и ранней весной, за

исключением периодов промерзания почвы, осуществляется инфильтрационное

питание подземных вод. Оттепели и сравнительно медленное снеготаяние

способствует расходованию зимних осадков на подземный, а не на

поверхностный сток. Определённая часть атмосферных осадков попадает в

почву в сентябре-октябре, но количество их незначительно.

В соответствии с почвенно-географическим районированием

описываемая территория относится к Приазово-Предкавказской провинции, для

которой характерно широкое развитие в естественных условиях мицелярно-

карбонатных и сверхмощных черноземов обыкновенных. Почвенный покров

территории, прилегающей к НчГРЭС, представлен: черноземами

обыкновенными тяжелосуглинистыми, лугово-чернозёмными легкоглинистыми

и тяжелосуглистыми, аллювиально-луговыми песчаными почвами поймы р.

Тузлов (табл. 3).

Большая часть территории, прилегающей к НчГРЭС, занята черноземами

обыкновенными с мощностью гумусовых горизонтов 70-100 см и содержанием

гумуса до 5 % (табл. 3). По гранулометрическому составу почвы относятся к

тяжелосуглинистым черноземам, сформированным на карбонатных

лессовидных породах. Лессовидные отложения принадлежат к пылеватым

тяжелым суглинкам или легким глинам (Клименко, Крыщенко, 1978).

Количество физической глины – 60,1-63,3%, реже – 56,6-59,3%. В составе

фракций преобладает крупная пыль (32,3-37,2%) и ил (30,6-34,7%)

(Технический отчёт…, 1986). Ёмкость поглощения зональных почв составляет

22-37 мг-экв, содержание обменного кальция 76-90%, суммы обменных

катионов кальция и магния 6-30%, натрия 0,8-11%.

66

Таблица 3

Почвенный покров на мониторинговых площадках

Номер площадки мониторинга

Почва

1 Чернозем обыкновенный карбонатный среднемощный малогумусный

тяжелосуглинистый на лессовидных суглинках

2 Аллювиально-луговая карбонатная слабогумусированная песчаная на

аллювиальных отложениях

3 Лугово-черноземная пойменная малогумусная легкоглинистая на

аллювиальных отложениях

4 Чернозем обыкновенный карбонатный среднемощный малогумусный

тяжелосуглинистый на лессовидных суглинках

5 Чернозем обыкновенный карбонатный среднемощный малогумусный

тяжелосуглинистый на лессовидных суглинках

6 Лугово-черноземная среднемощная малогумусная тяжелосуглинистая на

лессовидных суглинках

7 Чернозем обыкновенный карбонатный среднемощный малогумусный

тяжелосуглинистый на лессовидных суглинках

8 Лугово-черноземная среднемощная малогумусная тяжелосуглинистая на

лессовидных суглинках

9 Чернозем обыкновенный карбонатный среднемощный малогумусный

тяжелосуглинистый на лессовидных суглинках

10 Чернозем обыкновенный карбонатный среднемощный малогумусный

тяжелосуглинистый на лессовидных суглинках

11 Чернозем обыкновенный карбонатный среднемощный

слабогумусированный среднесуглинистый на лессовидных суглинках

12 Аллювиально-луговая среднемощная малогумусная среднесуглинистая

на лессовидных суглинках

2А Аллювиально-луговая карбонатная слабогумусированная песчаная на

аллювиальных отложениях

2Б Аллювиально-луговая карбонатная слабогумусированная песчаная на

аллювиальных отложениях

6А Лугово-черноземная среднемощная малогумусная тяжелосуглинистая на

лессовидных суглинках

8А Лугово-черноземная среднемощная малогумусная тяжелосуглинистая на

лессовидных суглинках

8Б Лугово-черноземная среднемощная малогумусная легкоглинистая на

лессовидных суглинках

На исследуемой территории также встречаются лугово-черноземные

пойменные почвы (площадки № 3, № 6, № 8) с высокой ЕКО,

тяжелосуглинистым и легкоглинистым гранулометрическим составом (табл. 4).

Таблица 4

Показатели физико-химических и агрохимических свойств почв территорий, прилегающих к ГРЭС, слой 0-20 см,

средние за 2000-2012гг. (совместно с М.В. Бураческой и С.С. Манджиевой 2009, 2011, 2012)

Номер площадки мониторинга

Физ. глина, %

Ил, % Гумус, % pH CaCO3, % NH4+

, мг/100г P2O5, мг/100г K2O, мг/100г

Σ обменных катионов, мг-экв/ 100г

ЕКО, мг-экв/ 100г

1 52,3 26,5 4,3 7,6 0,5 2,7 3,7 41 32 35 2 6,9 2,5 3,1 7,5 0,4 2,5 1,7 21 11 12 3 67,0 36,8 4,6 7,3 0,2 2,1 4,2 35 40 45 4 54,6 26,9 4,6 7,5 0,7 2,9 3,8 32 31 31 5 53,4 26,4 4,2 7,5 1,1 2,5 3,0 38 34 36 6 55,3 29,3 4,2 7,7 0,7 3,6 3,6 38 30 32 7 50,6 30,3 4,2 7,6 0,7 2,8 2,8 49 31 31 8 59,8 32,4 5,1 7,4 0,4 2,3 4,4 35 44 47 9 52,2 27,1 4,2 7,6 0,6 2,3 3,8 34 32 32 10 53,0 27,8 4,5 7,6 0,5 3,6 3,9 40 34 36 11 56,2 17,2 2,1 7,7 0,7 3,2 4,6 37 34 35 12 53,7 14,3 1,3 7,9 0,5 2,5 4,1 37 29 31

2А* 38,0 10,0 3,5 7,8 1,0 2,4 2,3 23 33 35 2Б* 29,0 9,0 2,3 8,0 0,7 2,4 2,0 20 23 24 6А* 54,0 23,0 5,3 7,8 1,0 3,8 5,3 44 27 28 8А* 51,0 14,0 5,3 7,5 2,0 1,8 5,2 45 28 30 8Б* 58,0 21,2 5,9 7,8 0,7 2,1 4,5 45 32 33

* среднее за 2011 – 2012гг.

68

2.1.2. Растения мониторинговых площадок

Естественный растительный покров данной территории является

переходным от типчаково-разнотравно-ковыльных степей к типчаково-

ковыльно-злаковым (Блажний и др., 1985; Пашков, Зозулин, 1986). Основная

часть флоры мониторинговых площадок представлена семействами

Астровые (Asteraceae) и Злаковые или Мятликовые (Poaceae)

составляющими на разных площадках 30-60% и 25-55% проективного

покрытия соответственно. Преобладающее в травостое территории семейство

Астровые представлено такими однолетними растениями как амброзия

полыннолистная (Ambrosia artemisiifolia L.), дурнишник зобовидный

(Xanthium strumarium L.), крестовник обыкновенный (Senecio vulgaris L.),

ромашка ободранная (Chamomilla recutita (L.) Rauschert), двулетним

растением горчаком ползучим (Acroptilon repens (L.) DC.), а также

многолетними растениями: полынь австрийская (Artemisia austriaca Pall. ex

Willd.), полынь горькая (Artemisia absinthium L.), латук татарский (Lactuca

tatarica (L.) C.A. Mey.), чертополох поникающий (Carduus nutans L.),

тысячелистник благородный (Achillea nobilis L.), цикорий обыкновенный

(Cichorium intybus L.), пижма обыкновенная (Tanacetum vulgare L.).

Семейство Злаковые представлено однолетними растениями, такими как

овсюг (Avena fatua L.), костер кровельный (Bromus tectorum L.), костёр

полевой (Bromus arvensis L.), и многолетними растениями, тростником

обыкновенным (Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steud.), мятликом луговым

(Poa pratensis L.) и пыреем ползучим (Elytrigia repens (L.) Nevski.). Также

присутствуют различные представители семейств Бобовые (Fabaceae):

многолетние растения: секироплодник пестрый (Coronilla varia (L.) Lassen.),

чина луговая (Lathyrus pratensis L.), люцерна желтая (Medicago romanica

Prodan.), двулетние: люцерна хмелевидная (Medicago lupulina L.);

Молочайные (Euphorbiaceae): многолетние: молочай степной (Euphorbia

69

stepposa Zoz ex Prokh.), молочай лозный (Euphorbia virgata Waldst. & Kit.);

Сельдерейные или Зонтичные (Apiaceae): многолетние: синеголовник

полевой (Eryngium campestre L.), резак обыкновенный (Falcaria vulgaris

Bernh.), двулетнее: морковь дикая (Daucus carota L.); Гречишные

(Polygonaceae): однолетнее: горец птичий (Polygonum aviculare L.);

Коноплевые (Cannabiaceae): однолетнее: конопля сорная (Cannabis ruderalis

Janisch.); Вьюнковые (Convolvulaceae): многолетнее: вьюнок полевой

(Convolvulus arvensis L.); Лютиковые (Ranunculaceae): однолетнее: живокость

полевая (Delphinium consolida L.); Резедовые (Resedaceae): одно- или

двулетнее: резеда жёлтая (Reseda lutea L.); Мареновые (Rubiaceae):

однолетнее: подмаренник цепкий (Galium aparine L.); Капустные или

Крестоцветные (Brassicaceae): однолетнее: дескурения Софии (Descurainia

sophia (L.) Webb ex Prantl); Норичниковые (Scrophulariaceae): многолетнее:

льнянка обыкновенная (Linaria vulgaris Mill.); Маревые (Chenopodiaceae):

однолетние: лебеда татарская (Atriplex tatarica L.), марь белая (Chenopodium

album L.); Мальвовые (Malvaceae): многолетнее: хатьма тюрингийская

(Lavatera thuringiaca L.); Розовые (Rosaceae): многолетнее: лапчатка гусиная

(Potentilla anserine L.); Подорожниковые (Plantaginaceae): многолетние:

подорожник большой (Plantago major L.), подорожник ланцетолистный

(Plantago lanceolata L.); Льновые (Linaceae): однолетнее: лён обыкновенный

(Linum usitatissimum L.), составляющие от 5 до 15% проективного покрытия

мониторинговых площадок.

Доминантными видами травянистых растений на мониторинговых

площадках являлись: амброзия полыннолистная (Ambrosia artemisiifolia L.),

полынь австрийская (Artemisia austriaca Jack.), тысячелистник благородный

(Achillea nobilis L), цикорий обыкновенный (Cichorium intybus L.), пижма

обыкновенная (Tanacetum vulgare L.), пырей ползучий (Elytrigia repens (L.)

Nevski.). Именно эти 6 видов растений составили основу данного

исследования.

70

Пырей ползучий (Elytrigia repens (L.) Nevski.)

Пырей ползучий - многолетнее травянистое растение из семейства

Мятликовых, или Злаков (Роасеае, или Gramineae) высотой до 1 м (рис. 1).

Имеет длинное, ползучее, узловатое корневище с многочисленными

придаточными корнями. Корневища располагаются в почве горизонтально на

глубине 6-12 сантиметров, они ветвятся, а верхушки таких ветвей загибаются

кверху и выходят на поверхность почвы, давая начало новой особи пырея.

Общая длина корневищ одного растения может достигать 15 м, а площадь,

пронизанная ими, - нескольких квадратных метров. Длина корневищ этого

сорняка в пахотном слое может достигать 495 метров на одном квадратном

метре, а на гектаре – 4950 километров. Пырей к тому же необыкновенно

плодовит – одно растение дает около 300 зерновок, а вместе с побегами от

корневищ – до 10000 зерновок, прорастающих через 10-15 дней, не

проросшие же семена не погибают и могут сохраняться в течение нескольких

лет. Число вегетативных почек, каждая из которых способна дать побег,

доходит до 26 000 на одном квадратном метре почвы. Корневища пырея и его

подземные отпрысковые побеги удивительно жизнеспособны

(Лекарственные растения…, 1969).

Стебли многочисленные, одногодичные, прямостоячие или

восходящие, тонкие, трубчатые, облиственные, высотой от 30 до 150 см.

Листья очередные, плоские, линейные, сидячие, с параллельным

жилкованием, сверху - шероховатые, снизу - голые. Цветки мелкие,

невзрачные, собраны по 4-10 в соцветия-колоски, которые в совокупности

образуют общее соцветие на верхушках стеблей - двурядный колос длиной 7-

15 см. В каждом цветке околоцветник образован двумя цветочными

чешуями, тычинок 3, пестик 1 (Зозулин, Федяева, 1985). Плод - зерновка

длиной 5-10 мм, заключенная в срастающиеся с ней цветочные чешуи.

Цветет в мае - июне, плоды созревают в июле - сентябре. Цветки опыляются

ветром (Атлас лекарственных растений…, 1962).

71

Рис. 1. Пырей ползучий.

Пырей ползучий - почти космополитное растение. В России

встречается практически повсюду. Растет в садах, на огородах, на пустырях,

под заборами в населенных пунктах, на лугах, опушках, полях, залежах. Все

сорные растения обладают невероятной живучестью и плодовитостью, но

пырей, пожалуй, один из рекордсменов по репродуктивным свойствам, а все

потому, что он размножается и семенами, и корневищами (Лекарственные

растения…, 1969).

По некоторым данным, с пыреем наибольшее количество меди может

быть вынесено из дельтовых луговых сенокосов: урожай биомассы – 20 ц/га

и Кб=3,4, дающих максимальные урожаи биомассы.

Полынь австрийская (Artemisia austriaca Jack.)

Полынь — дву- и многолетние травы и полукустарники высотой 3—

150 см, с толстым деревянистым корнем. Полынь австрийская – многолетнее

серо-белое корнеотпрысковое травянистое растение из семейства (рис. 2).

Сложноцветные — Compositae или Астровые — Asteraceae. Высотой 30—60

72

см с цилиндрическим многоглавым корневищем и несколькими

прямостоячими стеблями, образующими куст. Стебли ветвистые,

густолиственные. Растение имеет густое беловатое опущение, часто

серебристое или войлочное. Надземная часть растения имеет характерный

полынный запах. Листья крупные, очередные, сверху темно-зеленые, снизу

серовато-войлочные. Листовые пластинки дважды перисто-рассеченные на

мелкие линейные заостренные доли. Нижние листья являются самыми

крупными, средние и верхние — более мелкие, менее рассеченные, обычно

сидячие. Цветочные корзинки 1-10 мм диаметром с черепитчатыми

листочками обёртки, широкояйцевидные, мелкие, поникающие, собраны в

метельчатое соцветие. Цветки трубчатые, очень мелкие, многочисленные,

красноватые или желтоватые, собраны по 20-40 штук в корзинки,

образующие густое длинное метельчатое соцветие. Листочки обертки

линейные, волосистые (Атлас лекарственных растений…, 1962; Зозулин,

Федяева, 1985). Соцветия представлены тончайшими трубчатыми

обоеполыми цветками, все соцветие окружено черепитчатой поволокой.

Цветки собраны в длинные кисти, колосья или метелки. У одних видов в

корзинках 1 ряд пестичных трубчатых краевых цветков и более

многочисленные обоеполые цветки диска (подрод Artemisia); у других

цветки диска тычиночные (подрод Draclinculus) или цветки в корзинках —

обоеполые. Плод — гладкие, мелкие семянки без хохолка. Время цветения:

июль — август.

Встречается в европейской части России, кроме Крайнего Севера, на

Кавказе, в северных районах Средней Азии и на юге Западной Сибири. В

России более 80 видов полыни. Местами, на юге и востоке Европейской

России и в Западной Азии различные полыни произрастают на сухих

каменистых степях и образуют сплошные заросли. Растет на пустырях, в

садах, огородах и посевах как сорняк, по лесным опушкам, вдоль дорог, по

сырым кустарниковым местам, берегам рек (Атлас лекарственных

растений…, 1962).

73

Рис. 2. Полынь австрийская

Тысячелистник благородный (Achillea nobilis L)

Тысячелистник - род растений семейства сложноцветных. Многолетнее

травянистое растение высотой 20-80 см с длинным, шнуровидным, ползучим

корневищем. Корневище толстое, желтоватое, с многочисленными корнями и

подземными побегами. Цельные, перисто-лопастные или перисто-

рассечённые листья. Стебли простые или вверху разветвленные, прямые,

густо облиственные, тонкобороздчатые или угловато-бороздчатые серовато-

зеленые, густо опушенные длинными прижатыми волосками (рис. 3).

Листья очередные, двояко- или троякоперисто-рассеченные, серо-

зеленые, голые или опушенные, с нижней стороны много масляных железок.

Прикорневые и нижние стеблевые листья с черешками 1-4 см дл. яйцевидные

или продолговато-эллиптические, 1,5-4 см дл., 0,5-2,5 см шириной, дважды-,

редко трижды перисто-рассеченные, сидячие, косо вверх направленные, с

обеих сторон точечно-ямчатые. Конечные дольки либо линейно-ланцетные,

либо ланцетные. Семянки без летучки. Соцветия — корзинки, мелкие,

многоцветковые, продолговато-яйцевидной формы, большей частью собраны

в общее щитковидное соцветие, реже одиночные; краевые цветки пестичные,

74

язычковые, белые, розовые, красные или жёлтые, срединные — обоеполые,

трубчатые. Цветоложе имеет форму от выпуклой до цилиндрической, при

плодоношении нередко коническую. Обертки яйцевидные, 2-3 мм длиной и

1,5-2 мм шириной; листочки продолговатые, 1,8-2,1 мм дл., 0,7-1 мм

шириной, бледно окрашенные. Краевые цветки однорядные, по 5-7,

язычковые, пестичные, чашечка отсутствует. Язычки краевых цветков белые

или слегка желтоватые, полуэллиптические или полукруглые, на верхушке

трехзубчатые, 0,7-1,1 мм дл., 1,2-1,9 мм шириной. Плоды - плоские,

серебристо-серые семянки. Семянки обратнояйцевидные, 0,9-1,1 мм длиной,

0,3-0,5 мм шириной. Цветет в июне - сентябре, плоды созревают в июле -

октябре. Размножается семенами, корневищами, отводками и способен

вытеснять другие растения с занимаемой площади (Лекарственные

растения…, 1969).

Рис.3. Тысячелистник благородный

Родина — юг европейской части России, Предкавказье, Западная

Сибирь, Западная Европа. Свыше 100 (по др. данным, 200) видов,

преимущественно в умеренном поясе Северного полушария, особенно много

видов в горах и в Средиземноморье. Распространен в Украине, Беларуси, в

европейской части России, во многих районах Сибири, Дальнего Востока,

75

Средней Азии, в Молдове, в диком виде тысячелистник произрастает в

Европе и Азии (до Гималаев). Как заносное растение - в Северной Америке,

Новой Зеландии и Южной Австралии. Тысячелистник благородный растет

главным образом на лугах и лесных опушках лесной зоны, в степях, по

песчаным и каменистым склонам гор, дорогам, сосновым борам, окраинам

полей (Атлас лекарственных растений..., 1962). Наиболее благоприятные

почвы - свежие супесчаные и суглинистые почвы. Тысячелистник

малотребователен к почвам, но плохо переносит затенение.

Амброзия полыннолистная (Ambrosia artemisiifolia L.)

Амброзия полыннолистная - однолетнее травянистое растение

семейства Астровые (Asteraceae), 20—150 см высотой. Прямой стебель, в

верхней части метельчато-ветвистый; имеет опушение прижатыми

щетинистыми волосками. Листья сверху тёмно-, снизу светло-зелёные, с

обеих сторон опушённые короткими (рис. 4). Нижние листья супротивные,

короткочерешковые, в очертании яйцевидные, дважды перисто рассечённые,

с линейно-ланцетными или ланцетными долями 3—12 см в длину и 2—8 см в

ширину. Верхние листья перисто-рассечённые. Цветки однополые. Корзинки

с тычиночными цветками полушаровидные, 2,5—4 мм шириной, на

опушённых поникающих ножках до 2 мм длиной, собраны в колосовидные

соцветия в верхней части стебля. Мужские цветки жёлтые, в корзинках по

5—25 цветков. Женские корзинки находятся в пазухах листьев по 2—3

вместе. Обвёртка корзинки сростнолистная, блюдцевидная без рёбер.

Тычиночные цветки обратноконические, светло-жёлтые, достигают длины 2

мм, голые. Пестичные цветки одиночные или располагаются по 2—5 в

клубочках, в основании соцветий или у верхних листьев в пазухах. Лопасти

столбика имеют удлинённую форму. Цветоложе плоское, имеет плёнчатые

прицветники. Период цветения растения: июль — октябрь; плоды начинают

созревать с августа.

76

Рис. 4. Амброзия полыннолистная

Зрелые плоды-семянки в обвёртке обратно-яйцевидные, почти

правильной округлой формы. Поверхность семян в обвёртке складчато-

морщинистая. Окраска серовато-тёмно-зелёная; иногда с тёмными пятнами.

Длина в обвёртке 2,5—3,25 мм, ширина и толщина 1—1,75 мм. Вес 1000

семян составляет порядка 2,5 г. В 1 кг насчитывается до 400 000 семянок (с

учётом обвёртки). Амброзия размножается исключительно семенами,

продуцируя до 80—150 тысяч семян. Свежесобранные семена не сразу

прорастают, они прибывают в состоянии покоя 4-6 месяцев. Вторичного

покоя семян может длиться 5—40 лет и более (Виноградова и др., 2010).

Основной ареал произрастания: Северная Америка. Было занесено и

натурализовалось на Кавказе, Дальнем Востоке, Средней Азии,

Средиземноморье, Причерноморье, Малой Азии и ряде восточный стран. В

России и сопредельных странах ратснеие распространено южнее линии

Кишинёв — Донецк — Волгоград — Семипалатинск, вплоть до Тихого

океана (Виноградова и др., 2010).

Цикорий обыкновенный (Cichorium intybus L.)

77

Цикорий обыкновенный — травянистое растение семейства Астровые

(Asteraceae). Цикорий обыкновенный очень широко распространён как

сорное растение. Многолетнее (для диких форм) или двулетнее (у

культурных сортов) травянистое растение с длинным стержневым корнем и

млечниками во всех органах. Стебель прямостоячий, прутьевидный, зелёного

или сизовато-зелёного окраса, разветвлённый, шершавый, достигает высоты

15—150 см. Ветви часто сильно отклоняются, немного утолщаются к верху,

щетинистые, часто голые, кажутся наверху почти лишенными листьев,

поскольку листья очень мелкие (рис. 5). Прикорневые листья от струговидно-

перистораздельных до цельных, у основания сужаются в черешок; стеблевые

листья относительно немногочислены, сильно уменьшенные, форма от

ланцетно-яйцевидной до ланцетной, стеблеобъёмлющие. Корзинки

одиночные, скучены на верхушке стебля, боковых ветвях и в пазухах

стеблевых листьев. Цветки язычковые. Длина венчика 15—25 мм, разных

оттенков белго или голубого цвета. Плод — трёх-пятигранная семянка,

длиной 2—3 мм, светло-коричневая, продолговатой формы (Атлас

лекарственных растений…, 1962).

Рис. 5. Цикорий обыкновенный

78

Тысячелистник произрастает в условиях умеренного и тропического

климата Евразии, от Скандинавии до Средиземноморья и от Британских

островов до Восточной Сибири и Индии на юге, также встречается на Севере

Африки (Атлас лекарственных растений…, 1962). В России цикорий широко

распространён в европейской части, а также на Кавказе и в Сибири.

Обычно встречается на лугах, лесных полянах, как сорное растение

произрастает на пустырях, полях, возле дорог и населённых пунктов. В горах

обнаруживается до среднего горного пояса.

Пижма обыкновенная (Tanacetum vulgare L.)

Пижма обыкновенная — многолетнее травянистое растение семейства

Астровые. род Пижма. Высота взрослого растения 50—150 см. Имеет

характерный камфорный запах. Корневище длинное, деревянистое, ползучее,

ветвится. Многочисленные прямые, гранёные стебли ветвящиеся в верхней

части, слабо опушённые или голые. Листья ратснеия очерёдные,

продолговато-яйцевидные, дважды перисторассечённые, имеют от 5 до 12

пар продолговато-ланцетных, заострённых листочков тёмно-зелёного цвета с

верхней стороны (рис. 6). Нижние листья - черешковые, остальные —

сидячие, жёсткие. Цветки мелкие, обоеполые, жёлтого цвета, трубчатые,

собраны в корзинки. Обёртка цветков многорядная, черепитчатая, листочки

обёртки зелёного цвета с сухоплёнчатым краем. Голое цветоложе с

периферическими женскими цветками, иногда короткоязычковыми;

срединные цветки обоеполые. Плод-семянка продолговатый, пятигранный с

мелко зазубренной окраиной. Период цветения: июль — сентябрь. Плоды

созревают в период с августа по сентябрь (Лекарственные растения…, 1969).

Произрастает на всей Европе, Турции, Казахстану, Киргизии,

Монголии, Китаю, Японии и Корее.

79

Растёт у дорог, на полях, в кустарниках, на опушках и в луговых

степях, встречается в берёзовых лесах (Атлас лекарственных растений…,

1962). Встречается повсеместно, однако не образует крупных зарослей.

Рис. 6. Пижма обыкновенная

2.2. Методы исследований

2.2.1. Методика закладки мониторинговых площадок

Мониторинговые площадки были заложены в 2000 году совместно с

Донским государственным аграрным университетом под руководством проф.

О.Г. Назаренко. Площадки расположены на различном расстоянии от ГРЭС

(1-20 км) и приурочены к точкам единовременного отбора проб воздуха,

производимого при разработке проекта по организации и обустройстве

санитарно-защитной зоны северного промышленного узла г. Новочеркасска

(точки № 1, № 2, № 3, № 5, № 6, № 7, рис. 7) (Антропогенное влияние

выбросов…, 1995; Отчёт о результатах…, 1995; Экологический паспорт…,

80

1995; Топорская, Данилова, 1997).

Рис. 7. Карта-схема расположения мониторинговых площадок

Координаты, направление и удаленность от НчГРЭС Площадка № 1 1,0 км на северо-восток (X - 40°15"035‴; Y - 47°24"432‴); Площадка № 2 3,0 км на юго-запад (X - 40°12"418‴; Y - 47°22"605‴); Площадка № 3 2,7 км на юго-запад (X - 40°11"958‴; Y - 47°23"231‴); Площадка № 4 1,6 км на северо-запад (X - 40°12"245‴; Y - 47°23"941‴); Площадка № 5 1,2 км на северо-запад (X - 40°12"423‴; Y - 47°24"129‴); Площадка № 6 2,0 км на северо-северо-запад (X- 40°13"116‴; Y - 47°25"271‴); Площадка № 7 1,5 км на север (X - 40°13"088‴; Y - 47°25"280‴); Площадка № 8 5 км на северо-запад (X - 40°08"313‴; Y - 47°23"842‴); Площадка № 9 15 км на северо-запад (X - 40°01"935‴; Y - 47°25"595‴); Площадка № 10 20 км на северо-запад (X - 40°01"935‴; Y - 47°25"737‴); Площадка № 11 1,0 км на юго-восток (X - 47°38"959‴; Y - 40°23"396‴); Площадка № 12 1,1 км на юг (X - 47°39"602‴; Y - 40°24"456‴); Площадка № 2А 3,1 км на юго-запад (X - 40°10"925‴; Y - 47°22"605‴); Площадка № 2Б 3,2 км на юго-запад (X - 40°10"450‴; Y - 47°22"202‴); Площадка № 6А 2,1 км на северо-северо-запад (X- 47,421890; Y - 40,217950); Площадка № 8А 5,1 км на запад (X - 40°08"312‴; Y - 47°23"838‴);

81

Площадка № 8Б 5,2 км на северо-запад (X - 40°08"245‴; Y - 47°24"639‴).

В соответствии с розой ветров было определено так называемое

«генеральное направление» - прямая, проходящая от источника загрязнения

через селитебные зоны г. Новочеркасска и станицы Кривянской. По линии

«генерального направления» образцы отбирались в почвах мониторинговых

площадок № 4, № 5, № 8, № 9, № 10.

Также непременным условием было расположение мониторинговых

площадок для наблюдений на участках целины или залежи, т.е. почва не

должна была обрабатываться, чтобы слои не были перемешаны.

Для характеристики комплексных исследований в важнейших

компонентах экосистемы: почве, надземной и корневой частях

растительности, донных отложениях, поверхностных и грунтовых водах на

полигонах в районе Новочеркасской ГРЭС в 2011 году были заложены у края

береговой полосы дополнительные площадки № 2А, № 2Б, № 6А, № 8А и №

8Б на незначительном удалении от основных площадок № 2, № 6 и № 8

соответственно. Закладка этих мониторинговых площадок была сделана с

целью изучения влияния условий микро- и мезорельефа на поступление ТМ в

растения.

2.2.2. Методы исследования образцов почв и растений

Методы отбора проб почв и растений

Образцы почв и растений отбирались ежегодно в течение 13 лет во

второй декаде июня в период массового цветения растений, поскольку

принято считать, что максимальное поступление химических элементов в

надземную фитомассу приурочено все же к фазе цветения растений (Ильин,

82

Сысо, 2012). Для отбора образцов выбирались однородные по рельефу и

почвенному покрову участки местности, в течение последних 10-15 лет не

подверженные агротехнической обработке. Все мониторинговые площадки

располагались не ближе чем в 100 м от построек и дорог. Почвенные образцы

отбирались послойно с глубины 0-5, 5-20 см. Из почвы отбирались 3

точечных пробы массой 200 г. Из 3 точечных проб собиралась объединенная

проба массой 600 г (ГОСТ 17.4.3.01-83). Почва высушивалась до воздушно-

сухого состояния и перетиралась в агатовой ступке.

Растения отбирались вместе с корневой частью, выкапываясь из земли

в различных точках мониторинговых площадок (точечные пробы) (ГОСТ

27262-87). Дерновые злаки извлекались из почвы вместе с монолитом земли,

во избежание потери большей части корневой системы. Из растений,

принадлежащих к одному виду, формировалась объединенная проба.

Объединенная проба растений весом 1,5 кг состояла из 8-10 точечных проб.

После отбора растения высушивались до воздушно-сухого состояния и

измельчались. Корневая часть перед измельчением предварительно

очищалась от частиц почвы, во избежание попадания их в образец.

Методы определения тяелых металлов в почве

Были выполнены анализы почвенных образцов с применением

нижеследующих методик: определение органического вещества – по методу

Тюрина в модификации ЦИНАО, (ГОСТ 26213-91); определение фракций

физической глины и ила - по методу Качинского (Долгов, Мичманова, 1966);

обменные основания Са2+ и Mg2+ и емкость катионного обмена (ЕКО) – по

методу Шаймухаметова (1993); содержание карбонатов в почве – по методу

Шейблера (Аринушкина, 1961); рН водной вытяжки – потенциометрическим

методом, ГОСТ 26423-85; подвижные формы фосфора и калия – по методу

Мачигина в модификации ЦИНАО, (ГОСТ 26205-84); нитратный азот –

ионометрическим методом, (ГОСТ 26951-86).

83

Общее содержание ТМ в почве определялось ренген-флюорсцентным

методом. Подвижные формы соединений ТМ в почвах извлекали ацетатно-

аммонийным буферным раствором с рН = 4,8 (ААБ) (Методические

указания…, 1992). Этот экстрагент принят агрохимической службой для

извлечения доступных растениям микроэлементов и служит для оценки

обеспеченности почв этими элементами. Отношение почвы к раствору 1:10,

время воздействия 1 ч при взбалтывании на ротаторе или настаивании в

течение суток. Метод предложен Н.К. Крупским и А.М. Александровой

(1964) и пригоден для некарбонатных и карбонатных почв. В полученных

фильтратах определяли ТМ методом атомно-адсорбционной

спектрофотометрии (ААС).

Методика определения тяжелых металлов в растениях

Минерализацию проб растений проводили методом сухого озоления по

ГОСТ 26657-85.

Для определения ТМ брался 1г измельченной воздушно-сухой навески

растений, взвешенной на аналитических весах. Навеска предварительно

озолялась на электроплитке в течение 10-15 минут вплоть до прекращения

выделения дыма. Тигли с навесками накрывались часовым стеклом, чтобы

предотвратить горение и сопряженную с ним потерю части соединений,

учитываемых при анализе. Далее, навески в течение 3 часов озолялись в

муфельной печи при температуре 4500С, охлаждались в эксикаторе и

взвешивались для определения зольности (Методические указания…, 1992).

Кислотная экстракция ТМ из золы осуществлялась растворением в

20%-ном растворе HCl с последующим определением на атомно-

абсорбционном спектрофотометре (Методические указания…, 1992).

Все вышеперечисленные анализы были выполнены на базе

лабораторий кафедры почвоведения и оценки земельных ресурсов,

84

лаборатории специальных анализов ФГУ ГЦАС «Ростовский» и ОАО

«Южгеология».

Экспериментальный материал обработан методом дисперсионного,

корреляционного и множественного регрессионного анализа с исключением

незначимых членов уравнений регрессии (Доспехов, 1985). Достоверность

параметров уравнений множественной регрессии проверяли дисперсионным

анализом и критерием Стьюдента.

85

ГЛАВА 3. ТЯЖЕЛЫЕ МЕТАЛЛЫ В ТРАВЯНИСТЫХ

РАСТЕНИЯХ ТЕРРИТОРИИ, ПРИЛЕГАЮЩЕЙ К

НОВОЧЕРКАССКОЙ ГРЭС

Актуальность изучения содержания ТМ в растениях повышается с

каждым годом в связи с интенсификацией процессов антропогенного

воздействия (Лукин, 2005). ТМ являются микроэлементами, жизненно

необходимыми всем растениям, однако высокая концентрация ТМ

представляет угрозу для жизнедеятельности.

Общеизвестна неодинаковая чувствительность различных видов

растений к высоким и низким температурам, повешенной и пониженной

влажности и многим другим факторам среды. Различаются виды и

специфическими реакциями на уровень элементов минерального питания.

Так как оптимальный уровень определенного элемента всегда зависим от

целого ряда факторов, то изучение генетической специфики особенностей

минерального питания приобретает актуальность с позиции питания

растений в условиях избыточного содержания того или иного элемента, в том

числе и ТМ (Жученко, 1990, Климашевский, 1986).

3.1. Результаты геоботанического исследования мониторинговых

площадок за период 2008-2012 гг.

Современное состояние растительного покрова региона может служить

важным показателем (индикатором) качества окружающей среды. По данным

Т.В. Жуйковой с соавторами (2008) общее количество родов во флоре

сообществ в условиях химического загрязнения снижается с 41 до 19 штук.

Суммарное проективное покрытие видов, слагающих сообщества фоновой и

86

импактной территорий изменяется от 98-100% до 66-76% (Жуйкова и др.,

2009).

Ежегодно, нами проводилось геоботаническое описание

мониторинговых площадок на территории 20 км зоны Новочеркасской ГРЭС.

За период наблюдений на большинстве мониторинговых площадок была

отмечена смена доминирующих в растительных сообществах видов.

На основе проведенных исследований установлено, что во флоре всех

учетных площадок преобладают характерные для южных степей семейства –

Poaceae, Asteraceae и Fabaceae.

Среди жизненных форм господствуют травянистые растения –

многолетники.

В большинстве случаев, изменения флоры изучаемых территорий

происходили в сторону либо увеличения доли злаковых растений в

проективном покрытии, либо снижения видового разнообразия, вследствие

которого на площадках сохранялись преимущественно злаки (мятлик

луговой, овсюг, пырей ползучий), являющиеся типичной для данного

региона растительностью.

Площадка № 1 (1,0 км СВ). Разнотравно-злаковая ассоциация.

Травянистая растительность представлена шестью видами, доминантными

среди которых являются овсюг (Avena fatua L.), мятлик луговой (Poa

pratensis L.), субдоминантными - амброзия полыннолистная (Ambrosia

artemisiifolia L.), полынь австрийская (Artemisia austriaca Jack.). Также в

травостое присутствуют молочай степной (Euphorbia stepposa L.),

подмаренник цепкий (Galium aparine L.). Травянистая растительность

находится в стадии увядания. Проективное покрытие составляет 25-30%.

Доминирующие виды: в 2008-2010 - пырей, овсюг, подмаренник

цепкий, в 2011-2012 – амброзия, полынь, овсюг, мятлик.

За период наблюдений, преобладающие представители видового

состава мониторинговой площадки сменялись дважды, однако овсюг

87

оставался доминирующим видом на протяжении почти всего периода. В

условиях слабой по сравнению с другими мониторинговыми площадками

освещенности и близкого расположения от источника выбросов, почти всё

видовое разнообразие данного участка представлено растениями семейства

Мятликовых (Poaceae). Возможно, на территории данной мониторинговой

площадки происходит процесс восстановления естественной травянистой

растительности.

Площадка № 2 (3,0 км ЮЗ). На площадке № 2 выявлено 18 растений из 5

семейств. Проективное покрытие составляет – 65-70%.

Степная растительность представлена в 2012 г. ассоциацией Elytrigetum –

Artemissiosum.

Семейство Asteraceae, представлено наибольшим числом видов – 10 и

составляет в среднем 48,0% от общего числа (приложение 14). Вторым по

многочисленности видов является семейство Poaceae – оно представлено 4

видами, но представители семейства Мятликовых составляют в среднем

32,3% по количеству экземпляров от общего числа видов, что не типично для

степной флоры. Преобладание в видовом составе популяций растений

семейства Asteraceae говорит о высокой пластичности этих растений и о

ксерофитизации растительности. Господство данного семейства во флоре

можно объяснить зарастанием участка сорной растительностью, среди

которой много представителей Asteraceae: амброзия полыннолистная

(Ambrosia artemisiifolia), полыни (Artemisia austriaca, Artemisia scoparia),

крестовник (Senecio vulgaris), чертополох (Carduus nutans) и др.

Характерной особенностью является преобладание низкорослой

растительности. Высота травянистого покрова составляет около 20-30 см.

К постоянным видам можно отнести: пырей ползучий – Elytrigia repens

(16,7%), тысячелистник благородный – Achillea nobilis (11,0%), полынь

австрийская – Artemisia austriaca (7,7%), мятлик луговой – Poa pratensis

(8,2%), люцерна хмелевидная – Medicago lupulina (9,4%), амброзия

88

полыннолистная – Ambrosia artemisiifolia (7,7%) и др. Причем отмечено

увеличение долевого участия пырея, мятлика, полыни австрийской.

Полынь метельчатая характерна для солонцеватых и песчаных почв.

Необходимо отметить, что доминирующими видами в 2008-2011 гг.

являлись пырей ползучий, амброзия полыннолистная, тысячелистник

благородный, люцерна хмелевидная, полынь австрийская, в 2012 – полынь

австрийская, пырей ползучий и мятлик луговой.

Площадка № 2А (3,0 км ЮЗ). Разнотравно-злаковая ассоциация.

Травяной покров изреженный. Высота травяного покрова около 40

(тысячелистника) до 130 см (у тростника). Проективное покрытие 50%.

Травяной покров: доминанты: тысячелистник благородный (Achillea nobilis

L), горец птичий (Polygonum aviculare), цикорий обыкновенный (Cichorium

intybus L.); субдоминанты: полынь австрийская (Artemisia austriaca Jack.),

мятлик луговой (Poa pratensis L.), также произрастает тростник

обыкновенный (Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steud.).

Доминирующие виды: в 2011-2012 - тысячелистник, горец, цикорий.

Площадка № 2Б (3,0 км ЮЗ). Разнотравно-злаковая ассоциация.

Мощный богатый травяной покров, высота травяного покрова 50 см.

Проективное покрытие 70-80%. Доминирующие виды: тысячелистник

благородный (Achillea nobilis L), полынь австрийская (Artemisia austriaca

Jack.), мятлик луговой (Poa pratensis L.); субдоминанты: амброзия

полыннолистная (Ambrosia artemisiifolia L.), пырей ползучий (Elytrigia repens

(L.) Nevski.). Также присутствует цикорий обыкновенный (Cichorium intybus

L.).

Доминирующие виды: в 2011-2012 – полынь, пырей, мятлик.

Площадка № 3 (2,7 км ЮЗ). Видовой состав исследуемой площадки

представлен 17 видами из 7 семейств (в 2012 г. ассоциация Achilletum –

89

Artemissiosum.) (приложение 15).

Травостой низкий, изреженный, высотой 20 см. Проективное покрытие

составляет 65%.

На территории площадки № 3 производится выпас скота, поэтому здесь

наблюдается большая сбитость, вытаптывание и уплотнение почвы. Раннее

выедание ценных кормовых растений приводит к снижению видового

разнообразия и продуктивности.

Наибольшее число видов принадлежит семейству Asteraceae (9 видов) и

составляет в среднем 69,2% по кличеству экземпляров от общего числа.

Основными видами на данной территории являются Achillea nobilis

(20,9%), Ambrosia artemisiifolia (10,9%), Artemisia austriaca (11,0%),

Tanacetum vulgare (9,3%), Bromopsis tectorum (5,7%) и др. Семейство

Fabaceae составляет незначительный удельный вес в травостое, в среднем

2,9% по количеству экземпляров от общего числа видов, так как, являясь

ценными кормовыми растениями, бобовые в первую очередь выпадают на

пастбище под влиянием выпаса.

Доминирующие виды: в 2008-2011 – тысячелистник благородный,

полынь австрийская, амброзия полыннолистная, в 2012 – тысячелистник

благородный, полынь австрийская, пижма обыкновенная.

Площадка № 4 (1,6 км СЗ).

На территории площадки преобладает сорная растительность.

Травостой высокий – 40-60 см, сомкнутый. Проективное покрытие 80-90%.

Условия увлажнения благоприятные для формирования высокого и густого

травостоя. Идёт медленное восстановления естественного степного

биоценоза, но так как площадка окружена пашней, восстановление

задерживается на неопределённый срок.

Нашими исследованиями на данной территории было выявлено 20 видов

цветковых растений из 11 семейств (приложение 16). В 2012 г. ассоциация

Avenetum Ambrosiosum.

На данном участке семейство Asteraceae представлено большим

90

количеством видов – 6 и долевое участие его составляет в среднем 30,3% от

общего числа видов, то есть основную долю в травостое. Данное семейство

составляют сорные виды.

Доминирующие видами в 2008-2011 гг. являлись полынь австрийская

(Artemisia austriaca Jack.) – 10,2%, конопля сорная (Cannabis ruderalis

Janisch.) – 9,6%, лебеда татарская (Atriplex tatarica L.) – 9,0%, вьюнок

полевой (Convolvulus arvensis L.) – 8,0%. В 2012 г. – овсюг (Avena fatua L.) –

10,2%, амброзия полыннолистная (Ambrosia artemisiifolia L.) – 10,0%,

подмаренник цепкий (Galium aparine L.) – 9,8%.

За годы исследования на площадке наблюдается уменьшение доли полыни

австрийской с 10,4% до 7,2%, вьюнка полевого с 8,2% до 6,8%, конопли

сорной с 10,0% до 7,6%, лебеды раскидистой с 9,4% до 6,1% и увеличение

амброзии полыннолистной с 8,4 до 10,0%, овса пустого с 6,6% до 10,2%,

подмаренника цепкого с 6,6% до 9,8%. приход на смену данного вида

амброзии полыннолистной. Увеличилась доля злаков в проективном

покрытии.

Площадка № 5 (1,2 км СЗ). Разнотравно-пырейно-злаковая ассоциация.

Преобладает рудеральная растительность. Травостой высокий, хорошо

развит, проективное покрытие около 75%. Площадка расположена на

территории микропонижения, что благоприятно сказывается на условиях

увлажнения и развитии растительности.

Видовой состав представлен 24 видами из 13 семейств (ассоциация

Achillecetum Artemissiosum) (приложение 17).

В травостое данной площадки доминируют: пырей ползучий (Elytrigia

repens (L.) Nevski.) – 9,4%, пижма обыкновенная (Tanacetum vulgare L.),

полынь австрийская (Artemisia austriaca Jack.) – 9,4%, тысячелистник

благородный (Achillea nobilis L) – 9,5%, амброзия полыннолистная (Ambrosia

artemisiifolia L.) – 8,2%, цикорий обыкновенный (Cichorium intybus L.) – 8,0%

и другие.

91

Доминирующие виды: в 2008-2010 гг. – молочай лозный, полынь

австрийская, тысячелистник благородный, пырей ползучий, цикорий

обыкновенный, в 2011 г. – пырей ползучий, молочай лозный, амброзия

полыннолистная, полынь австрийская, тысячелистник благородный, в 2012 г.

– пырей ползучий, мятлик луговой, полынь австрийская, тысячелистник

благородный, амброзия полыннолистная.

Видовой состав мониторинговой площадки не претерпел значительных

изменений за период исследований.

Площадка № 6 (2,0 км СЗ). Полынно-разнотравная ассоциация.

Территория подвергалась антропогенной нагрузке около 10-15 лет назад.

Происходит постепенное зарастание территории площадки высокорослый

бурьянной растительностью, благодаря благоприятным условиям

увлажнения. Высота около 50 см, проективное покрытие 70-75 %.

На площадке наблюдения выявлено 24 вида цветковых растений из 9

семейств. Ассоциация Achilletum Artemisiosum (приложение 18).

В 2008-2012 гг. в травостое доминировали виды: цикорий

обыкновенный (Cichorium intybus L.) – 10,4%, полынь австрийская (Artemisia

austriaca Jack.) – 11,4%, тысячелистник благородный (Achillea nobilis L) –

12,4%; субдоминанты: амброзия полыннолистная (Ambrosia artemisiifolia L.)

– 8,0%, пырей ползучий (Elytrigia repens (L.) Nevski.) – 8,5%.

Площадка № 6А (2,0 км ССЗ). Полынно-разнотравная ассоциация.

Проективное покрытие 70-80%, высота от 10 до 50 см. Благоприятные

условия увлажнения вблизи водоема способствуют развитию буйной

растительности.

В травяном покрове доминирует: полынь австрийская (Artemisia

austriaca Jack.); субдоминантами являются цикорий обыкновенный

(Cichorium intybus L.), пижма обыкновенная (Tanacetum vulgare L.).

Доминирующие виды: в 2011-2012 – пижма, полынь, цикорий.

92

Площадка № 7 (1,5 км С). Участок хорошо увлажнён. Растительное

сообщество представлено пырейно-разнотравно-злаковой ассоциацией. На

территории площадки буйная растительность, высота 60-70 см, проективное

покрытие 80%. Травостой сомкнутый.

На данной площадке было выявлено 17 растений из 8 семейств.

Ассоциация Elytrigetum Artemissiosum (приложение 19).

В 2008-2010 гг. доминировали тысячелистник благородный (Achillea

nobilis L.), пижма обыкновенная (Tanacetum vulgare L.), пырей ползучий

(Elytrigia repens (L.) Nevski.), в 2011 г. – пырей ползучий (Elytrigia repens (L.)

Nevski.), амброзия полыннолистная (Ambrosia artemisiifolia L.), овсюг (Avena

fatua L.), в 2012 – пырей ползучий (Elytrigia repens (L.) Nevski.)), амброзия

полыннолистная (Ambrosia artemisiifolia L.), овсюг (Avena fatua L.), мятлик

луговой (Poa pratensis L.).

За период наблюдений зафиксировано увеличение представителей сем.

Мятликовые с 30,9% до 36,8%, в том числе овса пустого (с 7,2% до 10,8%) и

мятлика лугового (с 6,6% до 9,4%), а также амброзии обыкновенной с 8,3%

до 11,2% числа видов злаков и однолетников.

Площадка № 8 (5,0 км СЗ). Пырейно-полынно-разнотравная

ассоциация переходящая в полынно-злаково-разнотравную. Высота

травостоя 50-60 см, проективное покрытие – 55%. Данная территория

используется по выпас скота.

На площадке № 8 выявлено 19 растений из 10 семейств (приложение

20). Степная растительность представлена в 2012 г. ассоциацией

Artemissietum – Avenosum.

Доминирующие виды: - пырей, пижма, в 2011-2012 – полынь,

амброзия, овсюг.

93

На территории данной площадки в 2008-2010 гг. доминировали пырей

ползучий (Elytrigia repens (L.) Nevski.) – 12,4%, пижма обыкновенная

(Tanacetum vulgare L.) – 13,3%, в 2011-2012 гг. - полынь австрийская

(Artemisia austriaca Jack.) – 10,3%, амброзия полыннолистная (Ambrosia

artemisiifolia L.) – 10,3%, овсюг (Avena fatua L.) – 10,8%.

Необходимо отметить присутствие на данной площадке полыни Лерха,

которая является индикатором солонцеватости почв.

За годы исследования отмечено сокращение числа пырея ползучего с

12,8% до 8,4%, пижмы обыкновенной с 13,2% до 8,4%, долевое участие овса

пустого увеличилось с 7,4% до 10,8%, амброзии полыннолистной с 8,0% до

11,2%, полыни австрийской с 7,6% до 10,4%. Преобладавшие изначально

пырей и амброзия сократились в числе настолько, что в 2008-2012 годах

стали встречаться на мониторинговой площадке уже в виде небольших

скоплений или отдельных растений.

Площадка № 8А (5,0 км СЗ). Мятликово-разнотравная ассоциация.

Травостой бедный, изреженный. Высота травостоя 40-60 см, проективное

покрытие 40%. Травостой представлен в основном амброзией

полыннолистной (Ambrosia artemisiifolia L.), мятликом луговым (Poa

pratensis L.), также присутствуют горец птичий (Polygonum aviculare L.) и

тростник обыкновенный (Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steud.).

Доминирующие виды: в 2011-2012 - амброзия, мятлик.

Площадка № 8Б (5,0 км СЗ). Полынно-разнотравно-мятликовая

ассоциация. Травостой изреженный, высота 30-40 см. Проективное покрытие

75%, выпас скота. Травостой представлен: доминантами: полынью

австрийской (Artemisia austriaca Jack.), амброзией полыннолистной

(Ambrosia artemisiifolia), тысячелистником благородным (Achillea nobilis L),

мятликом луговым (Poa pratensis L.); субдоминантами: цикорием

обыкновенным (Cichorium intybus L.), горцем птичьим (Polygonum aviculare

L.); а также подорожником большим (Plantago major L.).

94

Доминирующие виды: в 2011-2012 – амброзия, полынь, тысячелистник,

мятлик.

Площадка № 9 (15,0 км СЗ). Пырейно-разнотравно-полынная

ассоциация. Мощный, высокий, богатый травостой высотой около 50 см,

проективное покрытие 60 %.

Видовой состав данной площадки представлен: доминантами: пыреем

ползучим (Elytrigia repens), пижмой обыкновенной (Tanacetum vulgare L.),

амброзией полыннолистной (Ambrosia artemisiifolia), секироплодником

пестрым (Corinilla varia); субдоминантами: полынью австрийской (Artemisia

austriaca Jack.), молочаем лозным (Euphorbia virgata Waldst. & Kit.),

цикорием обыкновенным (Cichorium intybus L.); другими растениями:

вьюнком полевым (Convolvulus arvensis), резедой жёлтой (Reseda lutea L.),

люцерной желтой (Medicago romanica Prodan), чиной луговой (Lathyrus

pratensis L.), живокостью полевой (Delphinium consolida L.), горчаком

ползучим (Acroptilon repens (L.) DC.), донником желтым (Melilotusof ficinalis

(L.) Pall.), морковью дикой (Daucus carota L.).

Доминирующие виды: в 2008-2010 - пырей, резеда, секироплодник, в

2011-2012 – секироплодник, пижма, пырей, амброзия.

Площадка № 10 (20,0 км СЗ). Разнотравно-злаковая ассоциация.

Растительность близка к типичной степной. Высота травостоя 60-70 см,

проективное покрытие около 90 %.

Доминирующие виды: цикорий обыкновенный (Cichorium intybus L.),

овсюг (Avena fatua L.), мятлик луговой (Poa pratensis L.), пижма

обыкновенная (Tanacetum vulgare L.); субдоминанты: вьюнок полевой

(Convolvulus arvensis), подорожник ланцетолистный (Plantago lanceolata L.);

также присутствуют: лён обыкновенный (Linum usitatissimum L.),

синеголовник полевой (Eryngium campestre L.), секироплодник пёстрый

(Coronilla varia (L.) Lassen.), живокость полевая (Delphinium consolida L.).

95

Доминирующие виды: в 2008-2010 - шалфей поникший, пижма

обыкновенная, тысячелистник, молочай жёлтый, в 2011 – пижма, пырей,

овсюг, 2012 - цикорий, овсюг, мятлик, пижма.

Площадка № 11. Разнотравно-полынная ассоциация. Условия

увлажнения благоприятные. Высота травяного покрова 40-50см. проективное

покрытие составляет 50-60%.

На территории данного объекта выявлено 16 видов цветковых растений

из 6 семейств. Ассоциация Achilletum – Cichoriosum (приложение 21).

На протяжении всего периода исследования доминантами являлись

тысячелистник благородный (Achillea nobilis L) – 14,7%, цикорий

обыкновенный (Cichorium intybus L.) – 13,4%; субдоминантами: полынь

австрийская (Artemisia austriaca Jack.), амброзия полыннолистная (Ambrosia

artemisiifolia L.).

Необходимо отметить появление на данной площадке ковыля

Лессинга, а также полыни Лерха – индикатора солонцеватости почв.

Площадка № 12. Травостой на данной площадке представлен

разнотравно-полынной ассоциацией. Площадка представляет луг,

расположенный в понижении. Благоприятные условия увлажнения

способствуют формированию высокого мощного травяного покрова. Высота

травяного покрова 50-80 см. Проективное покрытие 80%.

На площадке № 12 выявлено 17 видов из 7 семейств. Ассоциация

Achilletum – Artemisiosum (приложение 22).

Травяной покров представлен доминантами: амброзией

полыннолистной (Ambrosia artemisiifolia L.) – 12,5%, цикорием

обыкновенным (Cichorium intybus L.) – 12,4%, тысячелистником

благородным (Achillea nobilis L) – 14,3%, полынью австрийской (Artemisia

austriaca Jack.) – 13,5%; субдоминантами: пыреем ползучим (Elytrigia repens

L.) – 9,5%, пижмой обыкновенной (Tanacetum vulgare L.) – 7,1%.

96

Таким образом, исходя из данных многолетних геоботанических

наблюдений, можно заключить, что растительные сообщества претерпевают

изменения в численном и видовом составе. Высокий уровень техногенной

нагрузки не оказывает существенного негативного влияния на рост и

развитие дикорастущей травянистой растительности. Однако с течением

времени происходит смена флоры территории исследований в сторону

преобладания в травостое злаков. Вероятно, участки, испытывающее

наибольшую техногенную нагрузку обладают несколько большим

биоразнообразием растений по той причине, что на их территории смена

сообществ происходит более динамично, в то время как на других

мониторинговых площадках эти изменения имеют более постепенный

характер.

3.2. Содержание и динамика изменения концентраций тяжелых

металлов в растениях мониторинговых площадок в течение 13 лет

исследований

Растения способны в течение длительного периода времени поглощать

и аккумулировать до определенного уровня элементы, содержание которых в

почве превышает ПДК. После достижения этого уровня содержания ТМ в

растении происходят неблагоприятные изменения в физиологических

процесса, протекающих в растении (Хованский, 1994). Серьёзную угрозу

представляет отсутствие каких-либо визуальных признаков токсикации

растений при опасном для человека и животных содержании токсикантов.

Последствия такого накопления, сопровождающегося увеличением

подвижных форм металлов в почве и возрастанием концентрации ТМ в

растениях, могут отчетливо проявиться только с течением времени. На время

их проявления влияет уровень техногенной нагрузки и буферность почв по

97

отношению к ТМ. Поэтому при изучении этой проблемы ценным

источником информации служат многолетние стационарные наблюдения.

В результате исследований нами изучено содержание исследуемых ТМ

в растениях за весь период исследований (табл. 5). Количество металлов в

растениях отдаленных площадок соответствует среднему содержанию для

травянистой растительности данного региона.

По величине абсолютного содержания в растениях ТМ располагаются в

следующем порядке: Mn > Zn > Cr > Cu > Pb > Ni > Cd. Наблюдается

зависимость содержания металлов в растениях от уровня техногенной

нагрузки и свойств почв (Манджиева, 2009; Чаплыгин и др., 2010). С

повышением содержания ТМ в почве растет аккумуляция их растениями. По

мере удаления от источника эмиссии содержание ТМ в растениях

уменьшается. Превышение МДУ для Pb, Cd и Ni обнаруживается в растениях

на площадках № 4, № 5 и № 6 (табл. 5), наиболее близко расположенных от

источника выбросов по линии преобладающего направления ветра. Это

характерно и для содержания данных элементов в почве (табл. 6). Различия в

содержании металлов в растениях, произрастающих в условиях минимальной

и максимальной техногенной нагрузки, составляют для Cr – 15 раз, Cd–7 раз,

Cu – 5 раз, Ni и Pb – 3 раза, Mn и Zn – 2 раза. Установлены сходные

тенденции накопления и распределения ТМ в почвах и растительности в

течение 13 лет исследований. Содержание ТМ убывает по мере удаления от

источника выбросов. Количество Zn, как и Cu, в естественном травостое

площадок № 9 и № 10 (табл. 5) соответствует нижней пороговой

концентрации этих металлов в растительном корме.

На протяжении всего периода исследований, отмечается превышение

МДУ Pb и Cd в растениях на мониторинговой площадке № 10 в связи с

выбросами автотранспорта. Мониторинговая площадка № 10 занимает

особое положение, удаленная на расстояние 20 км по розе ветров от НчГРЭС,

но расположенная в 400 м от автомагистрали и испытывающая влияние

дополнительных источников загрязнения.

98

Таблица 5

Среднее содержание тяжелых металлов в надземной части растений на

территориях, прилегающих к НчГРЭС, мг/кг (2000-2012 гг.)

№

площадки

Направление и расстояние от источника,

км

Pb Cd Zn Cu Ni Mn Cr

1 1,0 СВ 8,2 0,8 43,9 6,9 3,0 36,8 17,0 2 3,0 ЮЗ 4,3 0,5 47,6 11,4 3,2 42,0 7,2 3 2,7 ЮЗ 5,6 0,2 31,6 4,3 2,4 35,2 6,2 4 1,6 СЗ 13,8 1,3 79,6 10,9 3,2 52,6 36,2 5 1,2 СЗ 8,9 1,2 64,2 14,5 4,4 58,0 15,1 6 2,0 ССЗ 7,6 0,4 34,4 11,0 3,2 39,9 17,3 7 1,5 С 5,5 0,5 43,4 6,4 2,9 60,2 2,4 8 5,0 СЗ 4,2 0,3 53,5 8,1 2,3 28,8 12,0 9 15,0 СЗ 4,2 0,2 27,6 3,2 1,7 33,2 10,4 10 20,0 СЗ 12,0 0,2 25,7 8,2 1,5 32,3 30,0

11 1,0 ЮВ 5,1 0,1 49,0 8,0 1,6 18 2,7

12 1,1 Ю 11,0 0,1 28,5 14,5 4,0 9,0 11,0 2А* 3,10 ЮЗ 5,3 0,3 28,5 4,3 3,0 30,8 10,1 2Б* 3,15 ЮЗ 7,2 0,2 28,8 12,2 4,2 23,8 22,3 6А* 2,1 ССЗ 3,6 0,6 41,8 2,6 4,0 36,5 15,6 8А* 5,10 З 3,0 0,5 35,8 8,6 4,6 10,7 13,3 8Б* 5,15 СЗ 12,7 0,2 56,0 9,1 5,3 31,8 14,9

НСР 0,95 1,3 0,06 3,0 1,6 0,4 4,5 0,5 МДУ для кормовых

трав (1991) 5,0 0,3 50,0 30,0 3,0 - 0,5

Примечание: полужирным шрифтом выделено превышение МДУ * - среднее за 2011-2012 гг.

Мониторинговая лощадка № 10 располагается внутри V-образного

пространства, ограждённого двумя автомагистралями (рис. 7). Окружающие

её крупные автомобильные магистрали, Ростов - Москва с северо-западной

стороны и Ростов - Новочеркасск с юго-восточной, оказывают техногенное

воздействие на окружающие территории. Выхлопы автотранспорта

загрязняют территорию площадки № 10 при разных направлениях ветра

(Чаплыгин и др., 2010). В результате наблюдается увеличение концентрации

Pb в растениях данной площадки в сравнении с площадкой № 9 (4,3 мг/кг) в 3

99

раза (12,0 мг/кг), Cd – в 2 раза (0,4 мг/кг), превышение МДУ Pb в 2,5 раза и

Cd в 1,5 раза (табл. 5).

По данным исследователей (Прокопьев и др., 2014), в результате

проведенного анализа проб почв и растений, отобранных вблизи автотрасс г.

Якутска на участках со средним и высоким уровнем загрязнения,

установлено повышение содержания 5 (Cu, Mn, Ni, Pb, Zn) из 14

исследованных элементов (Al, As, Ва, Cd, Со, Cr, Cu, Fe, Mg, Mn, Ni, Pb, Sr,

Zn) относительно контроля. Рядом авторов было показано, что в г. Якутске

пыль, накапливающаяся вблизи наиболее загруженных автомагистралей,

содержит ТМ в повышенных концентрациях, которые могут в значительных

количествах накапливаться в системе почва-растение (Прокопьев и др., 2011,

2012; Шашурин, Журавская, 2007; Ларина, Обухов, 1995). Вместе с тем

длительное воздействие загрязнителей на растения способно вызвать не

только токсические эффекты, но и активировать ответные

приспособительные реакции. При этом проблема, связанная с изучением

влияния техногенного загрязнения на формирование ответных адаптивных

реакций растений, произрастающих в экстремальных климатических

условиях среды, недостаточно исследована (Прокопьев и др., 2011; 2012;

Шашурин, Журавская, 2007).

Превышение МДУ для Pb, кроме мониторинговых площадок № 4, № 5

и № 6 и площадки № 10, наблюдается также на площадке № 1,

расположенной в 1 км от источника выбросов в северо-восточном

направлении. Данная площадка, располагается вблизи НчГРЭС, что

обуславливает высокое содержание Pb в растениях на этом участке. На

мониторинговой площадке № 12 установлен высокий уровень содержания Pb

в растениях (11,0 мг/кг), что связано с близким расположением площадки от

НчГРЭС. Превышение МДУ для Pb только на мониторинговых площадках,

испытывающих высокую техногенную нагрузку указывает на

преимущественное поступление этого элемента в надземную часть растений

100

из атмосферных выбросов. Это подтверждается и данными И.В. Вагуна

(2011), согласно которым Pb слабо выносится растениями из почвы.

Содержание Zn в растениях мониторинговых площадок находилось в

пределах 26-50 мг/кг (при МДУ 50 мг/кг), что соответствует среднему

содержанию этого элемента в травах. Содержание Zn в некоторых культурах

колеблется в следующих интервалах (мг/кг сухого вещества): в зерне

пшеницы от 22 до 33 мг/кг, травах от 12 до 41 мг/кг, в клевере от 24 до 45

мг/кг, в листьях салата достигает более 70 мг/кг, в яблоках в пределах 1-1,5

мг/кг. Отмечается, что при загрязнении окружающей среды концентрация Zn

в растениях может достигать десятых долей процента (Тяжелые металлы…,

1997). По данным И.В. Вагуна (2011) в опыте с рапсом выращиваемым на

дерново-подолистой почве, Zn характеризовался самым высоким значением

коэффициента выноса (до 4,5 % от его содержания в почве), что также

подтверждает высокую степень накопления данного элемента ратсениями из

почвы.

Содержание Zn, как и содержание Cu, находится в пределах МДУ на

всех площадках «генерального направления». Наблюдается постепенное

снижение содержания металла по мере удаления от НчГРЭС вплоть до 20 км,

что установлено и для содержания обменных форм элемента в почве. Это

снижение концентрации элемента находится в строгой зависимости от

расстояния до источника выбросов, что указывает на ведущую роль ГРЭС в

накоплении Zn растениями. Количество Zn на наиболее удаленных участках

(25,5 – 27,6 мг/кг) соответствует средней концентрации его в травах, которая

равна 30 мг/кг (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Установленный МДУ Zn

для кормовых трав (50 мг/кг) совпадает с верхней границей концентрации

металла в травах (47 мг/кг) (Методические указания…, 1992; Кабата-

Пендиас, Пендиас, 1989).

Среднее содержание Cu в растениях мониторинговых площадок в

данном исследовании не превышало 14,5 мг/кг (при МДУ 30 мг/кг)

(мониторинговая площадка № 4). Тем не менее, наибольшие количества Cu

101

обнаруживаются в растениях мониторинговых площадок, расположенных в

непосредственной близости от НчГРЭС (№ 2, № 4, № 5, № 6, № 12). Это

означает наличие воздействия выбросов предприятия на содержание Cu в

растениях.

По литературным данным (Тяжелые металлы…, 1997) содержание Сu в

растениях, характерное для незагрязненных районов варьирует от 1 до 30

мг/кг в сухой массе, а в золе различных видов растений - от 5 до 1500 мг/кг.

Концентрация Cu в растениях, превышающая 20 мг/кг сухой массы, условно

считается пороговой, определяющей области нормального и избыточного

содержания меди в растениях (Хованский, 1994).

Разница в содержании ТМ в растениях, произрастающих в условиях

минимальной и максимальной техногенной нагрузки, составляет:

Cr (в 15 раз) > Cd (в 14 раз) > Cu (в 5 раз) > Ni, Pb (в 3 раза) > Zn, Mn (в

2 раза)

Содержание Cd в растениях «генерального направления» более чем в 4

раза превышает МДУ на ближайших к НчГРЭС мониторинговых площадках

№ 4 и № 5. На мониторинговой площадке № 10, расположенной в 20 км от

источника выбросов, содержание металла вновь превышает МДУ, что

очевидно является результатом дополнительного загрязнения кадмием из-за

выбросов автотранспорта, движущегося по расположенной вблизи

мониторинговой площадки автостраде.

Для Ni прослеживается уменьшение содержания в растениях по мере

удаления от НчГРЭС. На близлежащих к станции площадках содержание

этого элемента превышает МДУ. На расстоянии 15 км и более от источника

эмиссии и далее содержание Ni уменьшается в 3 раза и составляет 1,4 мг/кг.

Влияние дополнительных источников загрязнения на содержание данного

элемента в растениях не наблюдается.

Из рассматриваемых элементов наибольшее превышение МДУ

характерно для Cr: его содержание в растениях составляет от 5 до 73 МДУ.

Загрязнение этим ТМ отмечается на всех мониторинговых площадках.

102

Наибольшее содержание Cr отмечается в непосредственной близости от

источника выбросов. Содержание Cr уменьшается по мере удаления от

НчГРЭС, однако на расстоянии 20 км значительно возрастает (в 3 раза по

сравнению с 15 км), как и в случае с Cd и Pb. Такое повышение

концентрации ТМ, вероятно, является результатом воздействия

дополнительных источников загрязнения.

Содержание Mn в растениях является наиболее высоким на

мониторинговых площадках, находящихся на минимальном удалении от

источника выбросов - в пределах 2 км от предприятия. Содержание Mn

уменьшается по мере удаления от НчГРЭС.

В.С. Безелем с соавторами (1993) установлено, что по мере увеличения

химического загрязнения почвы в среднем повышаются концентрации

химических элементов (Zn, Сu, Cd, Pb, Cr, Мn, Ni) в вегетативных органах

практически всех видов растений. Увеличение среднего содержания

элементов в фитомассе менее выражено, чем соответствующий рост их

концентраций в почвах. Например, при 70-кратном увеличении содержания в

почвах Cu в надземной фитомассе травянистых растений ее накапливается

лишь в 4 раза больше. Сходная тенденция наблюдается и для большинства

других элементов (Безель и др., 1993).

При аэротехногенном загрязнении поступление ТМ в растения может

идти как воздушным путем с оседающей на листья пылью, так и путем

аккумуляции из почвы в результате увеличения в ней содержания доступных

для растений форм ТМ (Дабахов и др., 1998, Акимцев и др., 1962 Минеев и

др., 1989). Накапливаются на поверхности растений и соединения металлов,

присутствующие в воздушных аэрозолях, в том числе адсорбированные

частицами пыли.

По мнению ряда авторов (Лозановская и др., 1998) с пылью на

поверхности листьев оседает примерно 30% от общего содержания ТМ.

Автор (Лабий, 1989) отмечает, что площадь загрязнения Pb растений по

средним оценкам составляет 20 мг/м2, что представляет только 0,3% от

103

содержания Pb, аккумулированного почвой. Существенная часть Pb,

аккумулируясь в листьях, пребывает в пассивном состоянии и почти не

транспортируется в другие органы растений (Свинец в окружающей…, 1987).

Надземные части растений, по-видимому, накапливают большие количества

Ni, поступающего из атмосферы и легко смываемого с поверхности листьев

(Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Большинство исследователей (Зырин,

1983; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Нестерова, 1989; Ильин, 1991; Хала и

др., 2002; Манджиева, 2009) сходятся во мнении, что главным источником

элементов в растениях являются почвы.

Этот факт подтверждается сходными закономерностями в содержании

ТМ в почвах и растениях в зависимости от уровня техногенной нагрузки и

свойств почв. Общее содержание большинства изучаемых элементов в почве

постепенно снижается по мере удаления от НчГРЭС (табл. 6).

Характеристика состояния исследованных металлов в почвах площадок № 9

и № 10, наиболее отдаленных от НчГРЭС, показала, что их общее

содержание не превышало ПДК, за исключением Pb и Cr на площадке № 10,

содержание которых в почве было больше ПДК. Такая же закономерность

отмечена и по содержанию данных металлов в растениях в связи с влиянием

транспортных выхлопов.

Участки, находящиеся на расстоянии 5 км от НчГРЭС на северо-

западном направлении и близлежащие к ним, имеют превышение общего

содержания Cu, Cr, Zn, Cd и Pb над ПДК. Содержание ТМ в почвах и

растениях убывает в направлении от источника выбросов к периферии

ореола. Концентрация ТМ на самых отдаленных от источника эмиссии

площадках соответствует их фоновому уровню.

Кроме влияния техногенных источников загрязнения на содержание

металлов в почвах и растениях оказывают свойства почв. Содержание Ni и

Cd в растениях на мониторинговой площадке № 2 превышает МДУ (3,0 и 0,3

мг/кг соответственно).

104

Таблица 6

Общее содержание тяжелых металлов в 0-20 см слое почв

мониторинговых площадок (среднее с 2000 по 2012 гг.), мг/кг

(по данным С.С. Манджиевой, М.В. Бурачевской, 2009, 2011, 2012)

№

площадки

Направление и расстояние от источника,

км

Pb Cd Zn Cu Ni Mn Cr

1 1,0 СВ 42 0,6 104 50 58 905 130 2 3,0 ЮЗ 21 0,6 79 44 37 612 84 3 2,7 ЮЗ 30 0,5 100 54 50 647 113 4 1,6 СЗ 67 1,0 111 73 65 931 138 5 1,2 СЗ 60 1,3 141 63 65 894 146 6 2,0 ССЗ 59 1,1 115 59 61 932 138 7 1,5 С 34 0,6 92 42 55 731 134 8 5,0 СЗ 43 0,6 116 60 56 731 126 9 15,0 СЗ 28 0,3 82 41 41 699 104 10 20,0 СЗ 37 0,3 77 41 41 756 107 11 1,0 ЮВ 27 0,5 108 38 47 719 105 12 1,1 Ю 25 0,4 92 35 48 628 83

2А* 3,1 ЮЗ 19 0,5 83 42 45 692 91 2Б* 3,2 ЮЗ 19 0,6 62 27 31 517 91 6А* 2,1 ССЗ 47 1,0 86 56 56 864 111 8А* 5,1 З 44 0,7 137 53 57 1082 109 8Б* 5,2 СЗ 34 0,7 120 64 77 1280 99

НСР0,95 2,8 0,1 4,3 3,8 3,1 18,3 5,8 ПДК (ГН

2.1.7.2041-06, 2006) 32 0,5 100 55 85 1500 90

Примечание: полужирным шрифтом выделено превышение ПДК для общего содержания * - среднее за 2011-2012 гг.

В то же время, на соседней площадке № 3, расположенной в 300 м от

площадки № 2 в том же направлении от НчГРЭС, не наблюдается

загрязнение растений этими металлами (табл. 5). Содержание других

исследуемых металлов в растениях площадки № 2 также заметно выше.

Несмотря на то, что расстояние между этими двумя мониторинговыми

площадками составляет всего порядка трехсот метров, их почвенный покров

представлен разными видами почв: аллювиально-луговой (площадка № 2) и

лугово-черноземной (площадка № 3). Общее содержание ТМ в почвах этих

мониторинговых площадках также заметно различается (табл. 6).

Содержание Pb на площадке № 3 в 1,5 раза выше по сравнению с площадкой

105

№ 2, содержание Zn выше в 1,3 раза, Cu – в 1,2 раза, Ni – в 1,4 раза, Mn – в

1,1 раза, Cr – в 1,3 раза. Малобуферная аллювиально-луговая почва с

незначительным содержание органического вещества и песчаным

гранулометрическим составом имеет самое низкое среди всех изучаемых

почв общее содержание ТМ, даже, несмотря на её близкое расположение от

источника выбросов. На аллювиально-луговых почвах с малой буферностью

идет более активная аккумуляция всех изучаемых ТМ растениями. По

литературным данным, содержание Cd в растениях выше на почвах, бедных

органическим веществом (Минеев и др., 1981). На лугово-черноземной почве

содержание Cd, Ni, Mn, Zn, Cr, Pb и Cu в растениях в 1,1-3 раза меньше, чем

на аллювиально-луговой почве.

Такая же закономерность отмечается и для подвижных форм ТМ в

почвах данных площадок. Содержание обменных форм элементов на

наиболее отдаленных площадках № 9, № 10 (табл. 7) находится в верхних

пределах их содержания в черноземах обыкновенных Ростовской области

(Закруткин, Шкафенко, 1997; Закруткин, Шишкина, 1997; Никитюк, 1998,

Протасова, 2002; Крамарев и др., 2007).

Максимальное содержание всех исследуемых ТМ обнаруживается в

почвах мониторинговых площадок, расположенных в радиусе 2 км от

источника эмиссии поллютантов. На большем расстоянии от предприятия,

концентрация ТМ заметно снижается. Подвижность поступивших в почву

элементов увеличивается в разной степени. Наибольшее изменение

подвижности при загрязнении почв наблюдается для Cd, вследствие чего

отмечается наибольшее различие в содержании Cd в растениях в зависимости

от их удаленности от НчГРЭС в сравнении с другими металлами.

106

Таблица 7

Содержание подвижных форм тяжелых металлов в 0-20 см слое почв

мониторинговых площадок (среднее с 2000 по 2012 гг.), мг/кг

(по данным С.С. Манджиевой, М.В. Бурачевской, 2009, 2011, 2012)

№

площадки

Направление и расстояние от источника,

км

Pb Cd Zn Cu Ni Mn Cr

1 1,0 СВ 3,5 0,03 10,8 2,4 2,2 23 3,4 2 3,0 ЮЗ 2,2 0,03 11,6 3,7 1,7 30 2,5 3 2,7 ЮЗ 1,8 0,02 4,6 1,9 1,4 19 1,9 4 1,6 СЗ 6,7 0,17 16,5 4,7 3,5 63 6,9 5 1,2 СЗ 6,4 0,19 25,0 3,5 3,5 69 7,1 6 2,0 ССЗ 4,7 0,15 13,0 4,0 2,7 52 5,3 7 1,5 С 3,4 0,04 5,6 1,2 1,6 31 4,1 8 5,0 СЗ 3,0 0,02 14,0 3,2 1,5 23 2,6 9 15,0 СЗ 1,0 0,01 2,1 1,0 0,7 13 1,9 10 20,0 СЗ 3,1 0,01 1,4 0,7 0,9 11 1,8 11 1,0 ЮВ 1,6 0,02 1,7 0,6 0,8 43 1,1 12 1,1 Ю 1,4 0,05 2,4 1,2 1,0 27 1,8

2А* 3,1 ЮЗ 1,5 0,05 1,3 0,5 2,2 27 2,0 2Б* 3,2 ЮЗ 1,2 0,03 3,0 1,6 1,6 21 2,2 6А* 2,1 ССЗ 3,4 0,07 1,4 0,5 1,8 30 1,7 8А* 5,1 З 1,9 0,07 8,6 1,0 1,8 17 1,4 8Б* 5,2 СЗ 2,2 0,05 3,7 0,6 1,5 12 1,7

НСР0,95 0,8 0,01 0,3 0,8 0,1 1,3 0,8 ПДК (ГН

2.1.7.2041-06, 2006) 6,0 0,05 23,0 3,0 4,0 700 6,0

Пределы варьирования для Ч0

0,07-2,0

0,45-1,0

9,4 - 71 0,1-0,4 0,1 - 1,8

0,05-2,1

0,13-3,2

Примечание: полужирным шрифтом выделено превышение ПДК для общего содержания *- среднее за 2011-2012 гг.

Следует отметить, что, несмотря на превышение ПДК для большинства

ТМ по общему содержанию, содержание обменных форм элементов в почвах

мониторинговых площадок находится в пределах нормы и лишь на

нескольких мониторинговых площадках, испытывающих наибольшую

техногенную нагрузку, оно превышает МДУ. Буферная способность почв

является фактором, определяющим подвижность ТМ и их доступность

растениям.

107

Изучена динамика изменения содержания ТМ в растениях за период

наблюдений 2000-2012 гг. Полученные данные указывают на присутствие

продолжительного загрязнения травянистой растительности ТМ (рис. 8-13).

Рисунок 8. Динамика изменения содержания Zn, Mn и Cr в растениях на

мониторинговой площадке № 4 (1,6 км в СЗ направлении от НчГРЭС)

Рисунок 9. Динамика изменения содержания Cu и Pb в растениях на

мониторинговой площадке № 4 (1,6 км в СЗ направлении от НчГРЭС)

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012

мг/

кг

Годы наблюдений

Zn

Mn

Cr

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

14,0

16,0

18,0

20,0

мг/

кг

Годы наблюдений

Cu

Pb

108

Рисунок 10. Динамика изменения содержания Ni и Cd в растениях на

мониторинговой площадке № 4 (1,6 км в СЗ направлении от НчГРЭС)

Вместе с тем имеются факты, указывающие на более существенные

колебания в содержании ТМ в течение года. Так, Б. Дэвис (Davis, 1980)

отмечает, что луговые травы на незагрязненных почвах в осеннее-зимний

период сильно замедленном росте накапливают Pb в 30-40, иногда в 100 раз

больше по сравнению с летними месяцами. Это подтверждается и данными

другим исследователей (Cottenie et al., 1976; Ильин, Сысо, 2012)

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012

мг/

кг

Годы наблюдений

Ni

Cd

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012

мг/

кг

Годы наблюдений

Zn

Mn

109

Рисунок 11. Динамика изменения содержания Zn, и Mn в растениях на

мониторинговой площадке № 9 (1,6 км в СЗ направлении от НчГРЭС)

Рисунок 12. Динамика изменения содержания Cu, Pb и Cr в растениях на

мониторинговой площадке № 9 (15,0 км СЗ)

Рисунок 13. Динамика изменения содержания Ni и Cd в растениях на

мониторинговой площадке № 9 (1,6 км в СЗ направлении от НчГРЭС)

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10,0

12,0

14,0

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012

мг/

кг

Годы наблюдений

Cu

Pb

Cr

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

1,6

1,8

2,0

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012

мг/

кг

Годы наблюдений

Ni

Cd

110

3.3. Показатели интенсивности поступления металлов в растения

Чтобы оценить поведение ТМ в системе почва-растение и защитные

возможности этой системы предлагается выражать соотношение

распределения металла в почве и растениях в виде коэффициентов.

Показателем степени накопления элементов растениями является

коэффициент биологического поглощения (КБП). КБП рассчитывается как

отношение содержания элемента в растении (или его органе) к общему

содержанию его в почве (Полынов, 1956; Ковалевский, 1974; Перельман,

Касимов, 1999). Величина КБП позволяет судить о степени биофильности

элементов.

По результатам наших исследований КБП меньше единицы на

большинстве мониторинговых площадок (табл. 3.4), что свидетельствует о

преимущественно корневом поглощении ТМ. КБП > 1 наблюдается только в

случае с Cd на мониторинговых площадках № 4 и № 10. Значение КБП для

Cd изменяется в пределах 0,33-1,33 (в 4 раза). КБП, равный 1, установлено на

площадках № 2 и № 5. В большинстве случаев наибольшие значения КБП

отмечаются на площадках, расположенных по линии «генерального

направления».

Величины КБП элементов показали, что данные ТМ относятся к

элементам слабого (КБП Ni, Cu, Pb, Zn, Мn, Cr = 0,03-0,63) и среднего (КБП

Cd = 0,2-1,33) накопления. В ряде работ А. Кабата-Пендиас (1989), М.С.

Панина и А.М. Баировой (2005), С.С. Манджиевой (2009), А.М. Баировой

(2012), З.Б. Бадмаевой (2012) Cd относят к группе элементов сильного

накопления растениями.

В то же время считается, что даже сравнительно небольшое повышение

содержания ТМ в почве и фитомассе растений в сочетании с другими

токсическими факторами среды, в частности с пылевым загрязнением,

111

способно вызвать различные ответные реакции у растений (Шашурин,

Журавская, 2007).

Выявлено, что интенсивность накопления ТМ в растениях во многом

зависит от свойств почв. Различия КБП на площадках № 2 и № 3 составили

от 1,2 до 3,3 раз (табл. 8). КБП Zn изменяется с 0,29 до 0,63 на разных

мониторинговых площадках, для Cu - с 0,08 до 0,44 (в 5,5 раз).

Прослеживается некоторая зависимость уменьшения величины КБП от

удаленности от НчГРЭС, однако строгой закономерности не наблюдается.

Самый низкий показатель КБП для Cu отмечается на площадке № 10, что

подтверждает отсутствие влияния выбросов автотранспорта как на

содержание Cu в почвах, так и в растениях.

Рассчитанный КБП Pb варьирует в пределах 0,1-0,46 (изменяется в 4,6

раза). Наибольшие величины КБП на площадке № 5, испытывающей

наибольшую антропогенную нагрузку установлены для содержания Ni и Mn.

Наибольшие значения КБП для Ni и Mn отмечаются на мониторинговой

площадке № 2, что связанное со свойствами аллювиально-луговой почвы.

Величины КБП для Cr изменяются в пределах 0,02-0,28 (в 14 раз) на разных

мониторинговых площадках.

По величине КБП растений ТМ образуют следующую

последовательность: Cd > Zn > Pb > Cu > Cr > Ni ≥ Mn.

Исходя из рядов биологического поглощения, разработанных А.И.

Перельманом и Н.С. Касимовым (1999), для большинства видов растений Cu

и Zn являются элементами сильного захвата, Mn и Ni – элементами слабого

накопления и среднего биологического захвата, Cr – элементом слабого

биологического захвата. Полученные показатели КБП соответствуют данным

этих авторов.

С ростом содержания элементов в почве КБП в целом возрастает,

однако четкой закономерности не прослеживается.

112

Таблица 8

Коэффициент биологического поглощения тяжелых металлов растениями из

почвы №

площадки

Направление и расстояние от источника,

км

Pb Cd Zn Cu Ni Mn Cr

1 1,0 СВ 0,20 1,33 0,42 0,14 0,05 0,04 0,13

2 3,0 ЮЗ 0,20 0,83 0,60 0,26 0,09 0,07 0,09

3 2,7 ЮЗ 0,19 0,40 0,32 0,08 0,05 0,05 0,05

4 1,6 СЗ 0,21 1,30 0,72 0,15 0,05 0,06 0,26

5 1,2 СЗ 0,15 0,92 0,46 0,23 0,07 0,06 0,10

6 2,0 СЗ 0,13 0,36 0,30 0,19 0,05 0,04 0,13

7 1,5 С 0,16 0,83 0,47 0,15 0,05 0,08 0,02

8 5,0 СЗ 0,10 0,50 0,46 0,14 0,04 0,04 0,10

9 15,0 СЗ 0,15 0,67 0,34 0,08 0,04 0,05 0,10

10 20,0 СЗ 0,32 0,67 0,33 0,20 0,04 0,04 0,28

11 1,0 ЮВ 0,19 0,20 0,45 0,21 0,03 0,03 0,02

12 1,1 Ю 0,44 0,25 0,31 0,41 0,08 0,01 0,13

2А 3,1 ЮЗ 0,28 0,60 0,34 0,10 0,07 0,04 0,11

2Б 3,2 ЮЗ 0,38 0,33 0,46 0,45 0,14 0,05 0,25

6А 2,1 СЗ 0,08 0,60 0,49 0,05 0,07 0,04 0,14

8А 5,1 З 0,07 0,71 0,26 0,16 0,08 0,01 0,12

8Б 5,2 СЗ 0,37 0,29 0,47 0,14 0,07 0,02 0,15

На песчаной почве (площадки № 2, № 2А и № 2Б) характерна более

высокая аккумуляция металлов растениями по сравнению с соседней

площадкой № 3, что обусловлено их низкой буферной способностью

песчаной почвы. Значения КБП на песчаной почве в 1,5-3 раза выше, чем на

рядом расположенной легкоглинистой почве.

Поскольку доступными растениям являются подвижные формы ТМ,

был рассчитан коэффициент накопления (КН) – более объективный критерий

113

оценки количества металлов, перешедших из почвы в растения. Это связано с

тем, что содержание ТМ в растениях имеет более тесную связь с количеством

подвижных форм металлов в почвах, чем с общим содержанием.

Корреляционный анализ показал (табл. 9) наличие положительной значимой

связи между содержанием ТМ в растительности и в почвах мониторинговых

площадок. Взаимосвязь между аккумуляцией ТМ растениями и содержанием

их подвижных форм в почве была более тесной, чем с общим содержанием

элементов и характеризовалась как средняя и высокая. При этом, величины

коэффициента корреляции, связанные с общим содержанием металлов в

почве оценивались как средние и слабые.

Таблица 9

Коэффициенты корреляции между содержанием тяжелых металлов в

растениях и почвах территории исследования

Содержание металлов в почве

Pb Cd Zn Cu Ni Mn Cr

Общее содержание

0,52 0,77 0,62 0,52 0,54 0,49 0,32

Обменные формы

0,70 0,87 0,84 0,62 0,77 0,57 0,58

КН представляется отношением концентрации элемента в сухой массе

растения к содержанию его подвижных форм в почве (Брукс, 1996). КН

показывает степень «биофильности» элементов, а его изменение - уровень

техногенной нагрузки на почву. При расчётах КН содержание подвижных

форм ТМ в почве чаще всего оценивается по содержанию в вытяжке ААБ

или в другой, близкой по силе воздействия на почву.

Величины КН значительно выше, чем КБП (табл. 10). По величинам

КН наблюдается более четкая закономерность в изменении величин от

свойств металла, уровня техногенной нагрузки и свойств почв.

114

Таблица 10

Коэффициент накопления подвижных форм тяжелых металлов

естественной травянистой растительностью №

площадки

Направление и расстояние от источника,

км

Pb Cd Zn Cu Ni Mn Cr

1 1,0 СВ 2,3 26,7 4,1 2,9 1,4 1,6 5,0

2 3,0 ЮЗ 2,0 16,7 4,1 3,1 1,9 1,4 2,9

3 2,7 ЮЗ 3,1 10,0 6,9 2,3 1,8 1,9 3,3

4 1,6 СЗ 2,1 7,7 4,8 2,3 1,0 0,8 5,3

5 1,2 СЗ 1,4 6,3 2,6 4,1 1,3 0,8 2,1

6 2,0 СЗ 1,6 2,7 2,7 2,8 1,2 0,8 3,3

7 1,5 С 1,6 12,5 7,8 5,3 1,8 1,9 0,6

8 5,0 СЗ 1,4 15,0 3,8 2,5 1,5 1,3 4,6

9 15,0 СЗ 4,2 20,0 13,1 3,2 2,4 2,6 5,5

10 20,0 СЗ 3,9 20,0 18,4 11,7 1,7 2,9 16, 7

11 1,0 ЮВ 3,2 5,0 28,8 13,3 2,0 0,4 1,6

12 1,1 Ю 7,9 2,0 11,9 12,1 4,0 0,3 6,1

2А 3,1 ЮЗ 3,5 6,0 21,9 8,6 1,4 1,1 5,1

2Б 3,2 ЮЗ 6,0 6,7 9,6 7,6 2,6 1,1 10,1

6А 2,1 СЗ 1,1 8,6 29,9 5,2 2,2 1,2 9,2

8А 5,1 З 1,6 7,1 4,2 8,6 2,6 0,6 9,5

8Б 5,2 СЗ 5,8 4,0 15,1 15,2 3,5 2,7 8,8

Для Mn, как и по ряду других металлов, наблюдается рост значения

коэффициента по мере удаленности от НчГРЭС, что не прослеживалось по

КБП. Также, КН позволил установить площадки с минимальным и

максимальным накоплением, в то время как по КБП они мало отличались

друг от друга.

115

Величины КН ТМ на площадках, близлежащих к НчГРЭС, были ниже,

чем в отдаленных. Это, возможно, связано как с преимущественным

поглощением растениями металлов из почвы, так и с проявлением защитных

механизмов растений при увеличении подвижности ТМ в почве.

По величине КН растений, исследуемые элементы образуют

следующий ряд: Cd > Zn > Cu > Cr > Pb > Ni > Mn.

Следует отметить, что не всегда наблюдается четкая закономерность в

изменении показателей КБП и КН в зависимости от уровня техногенной

нагрузки. Вероятно, в накоплении ТМ надземной частью растений важную

роль играют адсорбированных из загрязнённой атмосферы соединения

металлов.

Таким образом, выявлена зависимость накопления ТМ в естественной

травянистой растительности от ее расположения по отношению к источнику

эмиссии, свойств почв и содержания в почвах ТМ. В растениях,

произрастающих вблизи НчГРЭС, установлено большее содержание в

растениях всех исследуемых металлов и загрязнение травянистой

растительности такими ТМ как Pb, Cd, Cr и Ni. Основная часть превышений

МДУ по данным элементам приходится на площадки северо-западного

направления. Полученные за период наблюдений 2000-2012 гг. данные

указывают на присутствие многолетнего загрязнения травянистой

растительности ТМ выбросами НчГРЭС. Оценку интенсивности накопления

ТМ в растения необходимо связывать не столько с общим содержанием, как

с подвижными формами ТМ. Коэффициент накопления, зависящий от

подвижных форм ТМ, уменьшался с увеличением уровня техногенной

нагрузки. Вероятно, это связано как с преимущественным поглощением

растениями подвижных форм металлов из почвы, так и с проявлением

защитных механизмов растений при увеличении подвижности ТМ в почве.

Естественная травянистая растительность имеет самыми высокие величины

КБП и КН по отношению к Cd и наименьшие к Mn.

116

ГЛАВА 4. СРАВНЕНИЕ НАКОПЛЕНИЯ И РАСПРЕДЕЛЕНИЯ

ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В РАЗЛИЧНЫХ ВИДАХ ТРАВЯНИСТЫХ

РАСТЕНИЙ

Общеизвестным является факт неодинаковой чувствительности

различных видов растений к высоким и низким температурам, повышенной и

пониженной влажности и многим другим факторам среды. Различаются виды

и специфическими реакциями на уровень элементов минерального питания.

Так как оптимальный уровень определенного элемента всегда зависим от

целого ряда факторов, то изучение генетической специфики особенностей

минерального питания приобретает актуальность с позиции питания

растений в условиях избыточного содержания того или иного элемента, в том

числе и ТМ (Жученко, 1990; Климашевский, 1986).

Различные виды растений накапливают в своей надземной части и

корневой системе различные количества ТМ в соответствие с уровнем

техногенной нагрузки и физиологическими особенностями культуры

(Демедчик и др., 2001; Минкина, 2008; Ильин, Сысо, 2012). В связи с

различной физиологической значимостью микроэлементов,

избирательностью их поглощения из почв, их содержание в растениях и

различных органах существенно меняется (Кашин, Убугунов, 2011).

Проведенные исследования показали значительные различия в содержании

ТМ в надземной и корневой части различных видов дикорастущих растений.

4.1 Содержание тяжелых металлов в различных видах растений

Полынь австрийская

117

Полынь австрийская (Artemisia austriaca Jack.) из семейства Астровые

(Asteraceae) является самым распространенным растением среди изучаемых

видов. Данный вид встречается на 15 из 17 заложенных мониторинговых

площадок.

По величинам абсолютного содержания в надземной части полыни

австрийской ТМ можно представить в виде убывающего ряда (табл. 11):

Zn > Mn > Cr > Pb > Cu > Ni > Cd

По содержанию в корнях полыни этот ряд отличается только большим

содержанием Cu по сравнению со Pb (табл.11):

Zn > Mn > Cr > Cu > Pb > Ni > Cd

Установлено накопление всех изученных элементов в растениях

полыни австрийской на мониторинговых площадках по сравнению с

площадкой № 9, отдаленной от ГРЭС на 15 км. Самое высокое содержание

ТМ в растениях наблюдается на площадках № 4 и № 5, наиболее близко

расположенных от НчГРЭС в СЗ направлении (табл. 11).

Полученные данные по содержанию ТМ в растениях полыни выявили

превышение ПДК для кормов по 4 из 7 изучаемых элементов (Pb, Cd, Zn и

Ni) на мониторинговых площадках линии «генерального направления» (табл.

11).

Поскольку полынь австрийская является широко применяемым

лекарственным растением, а в существующей нормативной документации на

лекарственное растительное сырье нет показателей, характеризующих нормы

допустимого и безопасного содержания вредных веществ, за исключением

норм на радиоактивное загрязнение, мы сравнили содержание металлов в ней

с ПДК для продовольственного сырья и растительных продукт пищевых

продуктов группы «Зерно, мукомольно-крупяные и хлебобулочные изделия»

(СанПиН 2.3.2.560-96). Превышение установлено для 4 из 7 элементов: Pb,

Cd, Zn и Cu (табл. 11).

Содержание Pb на всех исследуемых мониторинговых площадках

превышает ПДК для продовольственного сырья (СанПиН 2.3.2.560-96). На

118

близлежащих к ГРЭС площадках превышение достигало 44 раз, в то время

как ПДК для кормов содержание Pb превышает в 2,4 – 4,4 раза (табл. 11).

Содержание Cd превышает ПДК для кормов в 1,7 – 4,3 раза, ПДК для

продовольственного сырья в 5-13 раз. Наименьшее превышение ПДК для

кормов на площадках № 4, № 5 и № 6 отмечается для Ni: 1,0 – 1,6 раз. ПДК

для продовольственного сырья для Ni не разработано.

Установлено загрязнение Cd, Zn и Ni полыни австрийской на площадке

№ 8, расположенной в 5 км от НчГРЭС (табл. 11).

Таблица 11

Содержание тяжелых металлов в надземной части и корнях растений

полыни австрийской, мг/кг (2008-2012 гг.)

№ площадки

Направление и расстояние от НчГРЭС, км

Pb Сd Zn Сu Ni Mn Cr

1 1,0 СВ 17,0/19,0 0,1/0,2 27/23 7,0/7,0 4,0/3,0 17/16 18/45

2 3,0 ЮЗ 2,5/0,4 0,2/0,3 36/54 9,8/12,1 0,7/1,7 28/17 24/17

3 2,7 ЮЗ 1,1/0,8 0,1/0,1 30/26 6,0/11,0 1,2/1,9 13/15 14/21 4 1,6 СЗ 22,0/29,0 1,1/0,1 68/37 10,0/11,0 3,1/6,0 68/31 39/17 5 1,2 СЗ 21,0/22,0 1,3/0,1 26/19 8,0/8,0 4,7/1,1 25/23 19/10 6 2,0 ССЗ 12,0/11,0 0,8/0,1 21/15 6,0/10,0 3,7/2,0 24/12 22/14 7 1,5 С 1,3/0,6 0,2/0,1 15/16 7,0/6,0 2,9/0,8 21/15 29/7 8 5,0 СЗ 1,1/2,1 0,6/1,3 78/30 11,6/13,2 4,5/5,1 29/9 13/14 9 15,0 СЗ 1,0/1,1 0,1/0,1 26/26 6,0/6,0 1,0/0,5 16/11 17/9 10 20,0 СЗ 20,0/14,5 0,4/0,2 14/17 9,5/5,4 0,8/1,8 22/23 32/19 2А 2,7 ЮЗ (А) 2,0/2,7 0,4/0,3 31/36 7,5/1,7 1,6/2,2 27/13 17/14 2Б 3,0 ЮЗ (Б) 3,2/2,0 0,3/0,2 25/25 9,0/6,0 2,0/1,1 22/19 15/13 8А 5,0 СЗ (А) 1,1/0,2 0,2/0,1 61/24 10,8/5,3 2,9/3,1 11/6 12/10 8Б 5,0 СЗ (Б) 1,4/2,1 0,3/0,4 28/22 9,9/3,7 1,8/2,6 17/18 14/12

МДУ для кормовых трав 5,0 0,3 50 30,0 3,0 - - ПДК для

продовольственного сырья и пищевых продуктов (СанПиН

2.3.2.560-96)

0,5 0,1 50 10,0 - -

Примечание: полужирным шрифтом выделено превышение ПДК для кормов. В знаменателе указано содержание металлов в надземной массе, в числителе – в корнях.

На площадке № 1, расположенной в 1 км от ГРЭС, и на площадке № 10,

119

расположенной в 20 км от ГРЭС, установлено высокое содержание Pb, до 40

ПДК для продовольственного сырья, что связано с дополнительной эмиссией

Pb за счет выбросов автотранспорта. В 4 раза превышает содержание Cd на

площадке № 10 ПДК для продовольственного сырья (табл. 11).

Таким образом, установлено загрязнение полыни австрийской Zn, Pb,

Cd и Ni на мониторинговых площадках «генерального направления», что

связано с деятельностью НчГРЭС. Также отмечается загрязнение Pb и Cd на

мониторинговой площадке № 10, расположенной в непосредственной

близости от автомагистрали.

Превышение ПДК для Zn установлено также на мониторинговых

площадках № 8 и № 8А (табл. 11). Несмотря на то, что площадки № 8 и № 8А

расположены недалеко друг от друга, различные условия мезорельефа

приводят к заметным различиям в накоплении Zn растениями полыни (в 1,3

раза). На мониторинговой площадке № 8Б содержание цинка в надземной

части составляет всего 27,6 мг/кг. Однако столь низкое по сравнению с

соседними площадками содержание цинка может быть вызвано наличием

выпаса скота и попаданием в пробу молодых растений, не успевших

накопить достаточное содержание элементов.

Практически на всех мониторинговых площадках наблюдается

преимущественное накопление Zn, Ni, Mn и Cr в надземной части растений

по сравнению с корневой, что может свидетельствовать о низкой

устойчивости полыни австрийской к загрязнению этим элементам (табл. 11).

В отличие от большинства изучаемых элементов, содержание Cu в

корнях полыни на большинстве площадок превышает её содержание в

надземной части (табл. 11). Это указывает наличие защитных механизмов у

растения по отношению к избыточному накоплению данного элемента.

Растения содержат в себе как органические, так и минеральные

соединения. Последние остаются после сжигания органических веществ в

виде золы и составляют в среднем 5-15 % веса сухого вещества растений

(Практикум по агрохимии, 1989). В состав минеральных веществ входят

120

макро- и микроэлементы, а также некоторые примеси – углистые частицы,

песчинки, плохо отмытая почва.

Количество и состав золы изменяется в зависимости от культуры,

органа растения и, срока его развития, от почвенных и климатических

условий. Листья растений более богаты золой, чем стебли.

Отмечается существенное варьирование содержания золы как в

зависимости от условий произрастания растений, так и для различных частей

растений (приложение 8). Варьирование зольности в зависимости для корней

гораздо больше, чем для надземной массы, хотя среднее содержание золы

для них примерно одинаково. В обоих случаях наблюдается повышенная

зольность на площадке № 10 по сравнению с соседней площадкой № 9, что

доказывает влияние дополнительного источника поступления ТМ на

накопление элементов в растениях. Соотношение содержания золы в

надземной и корневой части растения значительно изменяется в зависимости

от условий произрастания и уровня техногенной нагрузки. Так, на площадках

№ 8А и № 8Б (5 км СЗ) содержание золы в надземной части в 2,1 раза выше,

чем в корнях, на площадке № 2А (3,0 км ЮЗ) это соотношение составляет

примерно 1:1, а на площадке № 10 (20 км СЗ) содержание золы в корнях в 2,9

раза превышает её содержание в надземной части.

Рассчитанный КН элементов подтверждает закономерности,

установленные для содержания ТМ в растениях полыни (табл. 12). В

условиях постоянного техногенного загрязнения на площадке № 5 по

величине КН металлы расположились в следующем порядке (табл. 12):

Cd (6,8) > Pb (3,3) > Cr (2,7) > Cu (2,3) > Ni (1,3) > Zn (1) > Mn (0,4)

На площадке № 9, наименее загрязненной поллютантами, по величине

КН элементы расположились в следующем порядке (табл. 4.2):

Zn (12,4) > Cd (10) > Cr (8,9) > Cu (6) > Ni (1,4) > Mn (1,2) > Pb (1)

Значения КН для Cd, Zn, Cu, Cr на всех мониторинговых площадках

больше единицы.

121

Таблица 12

Коэффициент накопления тяжелых металлов растениями полыни

австрийской из почвы

№ площадки

Направление и расстояние от НчГРЭС, км

Pb Сd Zn Сu Ni Mn Cr

1 1,0 СВ 4,9 3,3 2,5 2,9 1,8 0,7 5,3 2 3,0 ЮЗ 1,1 6,7 3,1 2,6 0,4 0,9 9,6

3 2,7 ЮЗ 0,6 5,0 6,5 3,2 0,9 0,7 7,4 4 1,6 СЗ 3,3 6,5 4,1 2,1 0,9 1,1 5,7 5 1,2 СЗ 3,3 6,8 1,0 2,3 1,3 0,4 2,7 6 2,0 ССЗ 2,6 5,3 1,6 1,5 1,4 0,5 4,2 7 1,5 С 0,4 5,0 2,7 5,8 1,8 0,7 7,1 8 5,0 СЗ 0,4 30,0 5,6 3,6 3,0 1,3 5,0 9 15,0 СЗ 1,0 10,0 12,4 6,0 1,4 1,2 8,9 10 20,0 СЗ 6,5 40,0 10,0 13,6 0,9 2,0 17,8 2А 3,0 ЮЗ (А) 1,3 8,0 23,8 15,0 0,7 1,0 8,5 2Б 3,0 ЮЗ (Б) 2,7 10,0 8,3 5,6 1,3 1,0 6,8 8А 5,0 СЗ (А) 0,6 2,9 7,1 10,8 1,6 0,6 8,6 8Б 5,0 СЗ (Б) 0,6 6,0 7,6 16,5 1,2 1,4 8,2

Примечание: полужирным шрифтом выделен КН > 1

Самые высокие показатели КН отмечаются для Cd, что указывает на

высокий уровень накопления данного элемента полынью.

Таким образом, установлено загрязнение полыни австрийской Pb, Cd,

Ni и Zn. Наибольшее загрязнение растений ТМ наблюдается на площадках

«генерального направления». Дополнительным источником поступления ТМ

служат выбросы автотранспорта. Полынь интенсивнее всего накапливает Cd.

Тысячелистник благородный

Тысячелистник благородный (Achillea nobilis L.) из семейства

Астровые (Asteraceae) третий по распространенности вид растения среди

изучаемых в данном исследовании. Он встречается на 12 из 17

мониторинговых площадок. К сожалению, на мониторинговых площадках №

1 (1 км СВ) и № 7 (1,5 км С) тысячелистник не произрастал, однако на всех

остальных мониторинговых площадках присутствовал, что позволяет

122

изучить характер накопления ТМ этим растением на различной удаленности

от НчГРЭС (табл. 13).

По величинам абсолютного содержания в надземной и корневой частях

тысячелистника благородного исследуемые ТМ можно представить в виде

следующего убывающего ряда (табл. 13):

Mn > Zn > Cr > Pb > Cu > Ni > Cd

В растениях тысячелистника ПДК для кормов превышены на

площадках № 4, 5, 6, и 10 для Pb (до 6,6 ПДК), Cd (4,3 ПДК) и Ni (2,0 ПДК).

ПДК для продовольственного сырья (тысячелистник является известным

лекарственным растением) превышено практически на всех площадках для

Pb (до 66 ПДК) и Cd (13 ПДК) (табл. 13). Отмечается снижение содержания

ТМ по мере удаленности от источника эмиссии.

Содержание Zn и Cu не превышает ПДК ни на одной из исследуемых

мониторинговых площадок (табл.13). Максимальное содержание Mn и Cr как

в надземной части, так и в корнях установлено на площадке № 4 (1,6 км СЗ).

Содержание ТМ в растениях зависит от условий произрастания, состава

почв и рельефа. Так на площадке № 2 (3 км ЮЗ) содержания ТМ в растении

выше, чем на соседней площадке № 3 (2,7 км ЮЗ). По Pb данные различия

достигают 14 раз (табл. 13).

Накопление Pb, Cu, Ni и Cr происходит преимущественно в корнях

растений, что указывает на слабое поступление элемента в растения из

атмосферы (табл. 13). Более высокое содержание ТМ в надземной части

приурочено либо к близкому расположению площадок от источника

выбросов, либо к влиянию дополнительных источников атмосферного

загрязнения. Соотношение содержания Pb в надземной части и корнях

значительно варьирует: на площадке № 2А (3 км ЮЗ) концентрация металла

в надземной части в 2 раза выше, чем в корнях, а на площадке № 8Б (5 км СЗ)

Pb в корнях содержится в 5 раз больше, чем в зеленой массе. Среди всех

определяемых в тысячелистнике элементов, Pb характеризуется самым

высоким варьированием содержания (табл. 13).

123

Таблица 13

Содержание тяжелых металлов в растениях тысячелистника

благородного, мг/кг (2008-2012 гг.)

№ площадки

Направление и расстояние от НчГРЭС,

км

Pb Сd Zn Сu Ni Mn Cr

2 3,0 ЮЗ 7,0/6,0 0,2/0,1 24/25 7/8 3,0/3,0 24/23 8/7 3 2,7 ЮЗ 0,5/0,9 0,1/0,1 17/18 5/10 1,2/1,5 17/16 8/20 4 1,6 СЗ 13,0/18,0 1,0/2,4 19/40 8/7 5,9/11,1 52/119 24/31 5 1,2 СЗ 33,0/39,0 1,3/2,6 29/24 10/11 6,0/3,0 38/37 17/15 6 2,0 ССЗ 0,7/0,5 0,8/0,1 39/38 5/7 4,6/5,4 33/58 14/17 8 5,0 СЗ 3,9/6,0 0,1/0,1 28/19 9/8 2,0/2,0 28/23 7/10 9 15,0 СЗ 0,3/0,1 0,1/0,1 34/23 5/7 1,4/2,7 29/22 13/21 10 20,0 СЗ 5,5/3,4 0,4/0,3 32/20 5/8,1 2,3/3,1 25/22 19/23 2А 3,0 ЮЗ (А) 6,6/3,5 0,26/0,30 29/25 8/13 5,4/4,5 24/28 8/12 2Б 3,0 ЮЗ (Б) 7,0/10,0 0,2/0,3 26/28 4/9 4,0/5,0 30/28 12/17 8А 5,0 СЗ (А) 2,1/2,5 0,4/0,2 29/37 11/12 2,2/4,0 12/19 7/10 8Б 5,0 СЗ (Б) 1,6/8,0 0,4/0,3 27/39 4/4 4,5/3,1 11,0/46,0 7/11

МДУ для кормовых трав 5,0 0,3 50 30 3,0 - - ПДК для

продовольственного сырья и пищевых продуктов (СанПиН

2.3.2.560-96)

0,5 0,1 50 10 - - -

Примечание: полужирным шрифтом выделено превышение ПДК для кормов. В знаменателе указано содержание металлов в надземной массе, в числителе – в корнях.

Концентрация Cd и Ni в надземной части тысячелистника превышает

концентрацию в корнях на тех площадках, где установлено загрязнение

(табл. 13), что может служить свидетельством низкой устойчивости

тысячелистника к загрязнению.

Наблюдается преимущественное накопление Zn и Mn в надземной

части растений тысячелистника (табл. 13). Отмечено, что более высокое

содержание Mn в корнях растения присутствует только на тех площадках, на

которых имеет место загрязнение Pb, Cd и Ni. Возможно, загрязнение

корнеобитаемого слоя данными ТМ влияет на поступление Mn в корневую

124

систему растений.

Установлено повышенная зольность в растениях на

близкорасположенных к ГРЭС площадках. По мере удаления от источника

загрязнения, наблюдается снижение содержания золы в корнях (приложение

9).

В условиях техногенной нагрузки на площадке № 4 ТМ

распределяются по величине КН следующим образом (табл. 14):

Cd (6,8) > Pb (5,2) > Cu (2,9) > Cr (2,4) > Ni (1,7) > Zn (1,2) > Mn (0,6)

Таблица 14

Коэффициент накопления тяжелых металлов растениями

тысячелистника благородного из почвы

№ площадки

Направление и расстояние от НчГРЭС,

км

Pb Сd Zn Сu Ni Mn Cr

2 3,0 ЮЗ 0,3 5,0 3,7 2,6 0,9 0,9 4,7 3 2,7 ЮЗ 1,9 5,9 1,2 1,7 1,7 0,8 3,5 4 1,6 СЗ 5,2 6,8 1,2 2,9 1,7 0,6 2,4 5 1,2 СЗ 0,1 5,3 3,0 1,3 1,7 0,6 2,6 6 2,0 ССЗ 0,3 5,0 3,7 2,6 0,9 0,9 4,7 8 5,0 СЗ 1,3 5,0 2,0 2,8 1,3 1,2 2,7 9 15,0 СЗ 0,3 10,0 16,2 5,0 2,0 2,2 6,8 10 20,0 СЗ 1,8 40,0 22,9 7,1 2,6 2,3 10,6 2А 3,0 ЮЗ (А) 4,4 5,2 22,3 26,0 2,5 0,9 4,0 2Б 3,0 ЮЗ (Б) 5,8 6,7 8,7 2,5 2,5 1,4 5,5 8А 5,0 СЗ (А) 1,1 5,7 3,4 11,0 1,2 0,7 5,0 8Б 5,0 СЗ (Б) 0,7 8,0 7,3 6,7 3,0 0,9 4,1

Примечание: полужирным шрифтом выделен КН > 1

На площадке № 9, наиболее отдаленной от ГРЭС, ТМ распределяются

по величине КН следующим образом (табл. 14):

Zn (16,2) > Cd (10) > Cr (6,8) > Cu (5,0) > Mn (2,2) > Ni (2) > Pb (0,3)

125

Высокие значения КН установлены в растениях тысячелистника на

площадке № 10: Cd (40) > Zn (22,9) > Cr (10,6) > Cu (7,1) > Ni (2,6) > Mn (2,3)

> Pb (1,8)

Тысячелистник интенсивно накапливает Cd как при интенсивной

техногенной нагрузке, так и в отсутствии ее.

Таким образом, установлено загрязнение тысячелистника благородного

Pb, Cd, Ni. Наибольшее загрязнение растений ТМ наблюдается на площадках

«генерального направления». Дополнительным источником поступления ТМ

служат выбросы автотранспорта. Для данного вида отмечается низкая

устойчивость к техногенному воздействию.

Амброзия полыннолистная

Амброзия полыннолистная (Ambrosia artemisiifolia L.) из семейства

Астровые (Asteraceae) является вторым по распространенности на

мониторинговых площадках видом растения: этот вид встречается на 14 из

17 мониторинговых площадок (табл. 15). Амброзия ни разу за весь период

наблюдений не была обнаружена на мониторинговой площадке № 9 (15 км

СЗ).

Распределение ТМ по абсолютному содержанию в надземной части

амброзии полыннолистной можно представить в виде следующего

убывающего ряда: Zn > Mn > Pb > Cr > Cu > Ni > Cd

Для корневой системы этот ряд несколько иной и выглядит следующим

образом: Zn > Mn > Cr > Pb > Cu > Ni > Cd

Таким образом, амброзия отличается самым высоким накопление Zn

среди изучаемых видов.

Амброзия полыннолистная является карантинным сорняком, не

рекомендуемым для использования в качестве кормов для

сельскохозяйственных животных (вызывает порчу молока). По этой причине

проводить оценку содержания металлов по ПДК для кормов

126

нецелесообразно. Однако оценка и мониторинг накопления поллютантов в

растении необходима, поскольку амброзия полыннолистная является

сильнейшим аллергеном.

Таблица 15

Содержание тяжелых металлов в растениях амброзии полыннолистной,

мг/кг (2008-2012 гг.)

№ площадки

Направление и расстояние от НчГРЭС,

км

Pb Сd Zn Сu Ni Mn Cr

1 1,0 СВ 7,2/4,7 0,3/0,2 113/58 11/15 3,4/3,2 28/23 9/13 2 3,0 ЮЗ 2,5/2,5 0,5/1,6 66/59 9/6 2,0/2,4 55/19 8/13 3 2,7 ЮЗ 4,9/10,8 0,3/0,3 56/44 10/13 0,3/1,9 28/17 7/11 4 1,6 СЗ 17,0/33,0 1,0/0,7 30/27 7/8 4,0/3,6 26/56 17/29 5 1,2 СЗ 33,5/16,7 1,2/0,9 56/30 9/10 7,5/5,2 35/54 20/34 6 2,0 ССЗ 15,0/7,0 0,4/0,3 69/41 7/10 5,0/2,0 20/6 13/7 7 1,5 С 1,9/3,4 0,2/0,4 18/21 8/7 0,8/1,5 85/20 10/13 8 5,0 СЗ 31,0/14,0 0,1/0,1 95/49 14/33 4,0/5,0 13/12 5/10 10 20,0 СЗ 7,5/5,7 0,5/0,1 73/23 14/7 1,5/1,9 93/30 7/15 11 1,7 ЮВ 5,1/0,6 0,1/0,1 49/13 8/8 1,6/1,5 18/6 2/4 2А 3,0 ЮЗ (А) 2,4/4,8 0,1/0,1 80/54 6/11 0,6/1,2 18/13 4/10 2Б 3,0 ЮЗ (Б) 5,6/1,4 0,2/0,2 43/27 20/9 4,8/2,8 23/24 12/7 6А 2,0 ССЗ (А) 12,0/6,4 0,2/0,6 82/40 5/2 6,0/4,5 24/6 8/8 8Б 5,0 СЗ (Б) 5,1/5,3 0,1/0,1 93/49 9/8 3,2/3,0 37/21 10/13 МДУ для кормовых трав 5,0 0,3 50 30 3,0 - 0,5

Примечание: полужирным шрифтом выделено превышение ПДК для кормов. В знаменателе указано содержание металлов в надземной массе, в числителе – в корнях.

На мониторинговых площадках, расположенных в 5-километровой

зоне вокруг НчГРЭС, установлено накопление Pb, Cd, Zn, Ni и Cr как в

вегетативной, так и в корневой части растений (табл. 15). Наибольшее

содержание приходится на площадки, расположенные по линии

преобладающего направления розы ветров (северо-запад). Соотношение

концентраций Cu и Mn в надземной и коревой части растений амброзии не

зависит от расположения мониторинговых площадок (табл. 15).

127

На мониторинговых площадках №1 и № 10, расположенных возле

автомобильных дорог и трасс, установлено повышенное содержание Pb, Cd,

Zn, Cu и Mn в надземной части амброзии (табл. 15).

Прослеживается варьирование содержания металлов в зависимости от

условий произрастания и рельефа. На площадке № 2 (3 км ЮЗ) содержание

Cd в надземной части амброзии в 2,5, а в корневой в 8 раз выше, чем на

площадке № 2Б. Наиболее значительным это варьирование установлено на

площадке № 8, где концентрация Cu в надземной части в 1,6, а в корневой в

4,1 раза выше, чем на площадке № 8Б.

Преимущественное накопление Pb, Mn и Ni происходит в надземной

части растения. Однако на площадках № 4 и № 5, испытывающих

наибольшую техногенную нагрузку, наблюдается преимущественное

накопление Mn в корнях, что вероятно связано с наличием барьера на

границе стебель / корень при увеличении концентраций металла в почвенном

растворе.

Отмечается практически повсеместное накопление Cr корнями

амброзии в большей степени, чем надземной частью. Повышенное

содержание Cr в корнях свидетельствует о корневом поступлении в растение,

при наличии барьера стебель / корень.

В соответствии с варьированием в надземной части амброзии в

условиях минимальной и максимальной техногенной нагрузки металлы

образуют ряд:

Ni (в 25 раз) > Pb (в 14 раз) > Cd, Cr (в 12 раз) > Mn (в 7,2 раза) > Zn (в

6,4 раза) > Cu (в 4 раза)

В корнях металлы изменяются следующим образом:

Pb (в 55 раз) > Cr (в 20,6 раз) > Cd (в 16 раз) > Ni (в 12,7 раз) > Mn (в 9,3

раза) > Cr (в 8,6 раз) > Zn (в 4,5 раз).

По изменением содержания Pb в надземной и корневой частях

амброзии при разных уровнях техногенной нагрузки можно сделать вывод о

преимущественном корневом поступлении металла.

128

Зольность надземной части амброзии полыннолистной заметно

превышает зольность корней на всех мониторинговых площадках, за

исключением площадок № 4 и № 5, испытывающих наибольшую

техногенную нагрузку (приложение 10). Содержание золы в растениях

амброзии не превышает 10% от сухой массы и варьирует от 42 до 129,8 г/кг в

надземной части и от 38,7 до 126 г/кг в корнях.

Амброзия полыннолистная характеризуется самой низкой

устойчивостью к накоплению ТМ среди рассмотренных видов, согласно КН

(табл. 16). При повышенной техногенной нагрузке в соответствии с КН

металлы образуют следующий ряд:

Cd (6,3) > Pb (5,2) > Cr (2,8) ≥ Cu (2,6) > Zn (2,2) ≥ Ni (2,1) > Mn (0,5)

Таблица 16

Коэффициент накопления тяжелых металлов растениями амброзии

полыннолистной из почвы

№ площадки

Направление и расстояние от НчГРЭС,

км

Pb Cd Zn Cu Ni Mn Cr

1 1,0 СВ 2,1 10,0 10,5 4,6 1,5 1,2 2,7 2 3,0 ЮЗ 1,1 16,7 5,7 2,5 1,2 1,8 3,0 3 2,7 ЮЗ 2,7 15,0 12,2 5,0 0,2 1,5 3,7 4 1,6 СЗ 2,5 5,9 1,8 1,6 1,1 0,4 2,5 5 1,2 СЗ 5,2 6,3 2,2 2,6 2,1 0,5 2,8 6 2,0 ССЗ 3,2 2,7 5,3 1,8 1,9 0,4 2,5 7 1,5 С 0,6 5,0 3,2 6,7 0,5 2,7 2,5 8 5,0 СЗ 10,3 5,0 6,8 4,4 2,7 0,1 1,9 10 20,0 СЗ 2,4 50,0 52,1 19,4 1,7 8,5 3,9 11 1,7 ЮВ 3,2 5,0 28,8 13,3 2,0 0,4 1,5 2А 3 ЮЗ (А) 1,6 2,0 61,5 11,8 0,3 0,7 2,0 2Б 3,0 ЮЗ (Б) 4,7 6,7 14,3 12,3 3,0 1,1 5,5

6А 2,0 ССЗ (А) 3,5 2,9 58,6 9,8 3,3 0,8 4,9

8Б 5,0 СЗ (Б) 2,3 2,0 25,1 15,0 2,1 3,1 5,9 Примечание: полужирным шрифтом выделен КН > 1

Таким образом, отмечается значительная накопительная способность

129

амброзии по отношению к рассматриваемым металлам. Установлено

загрязнение амброзии полыннолистной Pb, Cd, Ni и Zn. Наибольшее

загрязнение растений ТМ наблюдается на площадках «генерального

направления» в связи с эаротехногенными выбросами предприятия.

Дополнительным источником поступления ТМ служат выбросы

автотранспорта. Распределение металлов в растении сильно варьирует в

зависимости от природных и техногенных факторов.

Пырей ползучий

Пырей ползучий (Elytrigia repens (L.) Nevski.) из семейства Мятликовые

(Poaceae) представлен на 8 из 17 мониторинговых площадок (табл. 17).

Таблица 17

Содержание тяжелых металлов в растениях пырея ползучего, мг/кг (2008-

2012 гг.)

№ площадки

Направление и расстояние от НчГРЭС,

км

Pb Cd Zn Cu Ni Mn Cr

1 1,0 СВ 7,3/12,3 0,8/0,2 15/14 8,4/0,4 4,1/1,1 52/28 15/21

2 3,0 ЮЗ 0,4/3,1 0,3/0,2 5/12 4,0/3,0 4,0/5,0 3/31 2/5

5 1,2 СЗ 5,3/9,3 1,1/0,3 5/17 0,4/2,8 1,2/1,4 10/27 8/14

6 2,0 ССЗ 4,8/7,5 1,2/0,4 6/5 4,8/12,0 5,2/3,8 11/12 21/10

7 1,5 С 3,5/2,7 0,1/0,2 10/9 3,8/4,7 2,0/2,0 33/35 19/15

9 15,0 СЗ 1,8/1,1 0,5/0,3 3/14 0,6/0,3 0,6/1,7 1/3 8/14

10 20,0 СЗ 8,0/14,0 0,1/0,2 9/22 3,0/3,0 3,0/4,0 13/16 11/28

2А 3,0 ЮЗ (А) 0,3/0,5 0,1/0,1 10/19 2,6/1,7 3,6/0,2 10/15 9/13

МДУ в кормах* 5,0 0,3 50 30 3,0 - 0,5

ПДК для продовольственного сырья и пищевых продуктов (СанПиН 2.3.2.560-96)

0,5 0,1 50 10 - - -

Примечание: полужирным шрифтом выделено превышение ПДК для кормов. В знаменателе указано содержание металлов в надземной массе, в числителе

130

– в корнях. *Временный максимально-допустимый уровень (МДУ) содержания некоторых химических элементов и госсипола в кормах для сельскохозяйственных животных и кормовых добавках (Инструктивное письмо МСХ РФ, Департамент Ветеринарии No1234-4/281 от 07.08.87 г.)

Пырей ползучий характеризуется довольно низким содержанием

изучаемых элементов, по сравнению с другими видами растений. По

абсолютному содержанию в надземной части ТМ представляют собой

следующий убывающий ряд: Mn > Cr > Zn > Cu > Pb > Ni > Cd.

Распределение элементов по абсолютному содержанию в корнях пырея

выглядит следующим образом: Zn > Mn > Cr > Cu > Pb > Ni > Cd.

Для Cr во всех изученных растениях установлено превышение МДУ в

кормах (табл. 17) с максимальными значениями на площадках,

расположенных на расстоянии 2 км от НчГРЭС. На этом же расстоянии МДУ

превышает содержание Pb, Cd и Ni. Также высокие концентрации,

превышающие МДУ Pb, Ni и Cr, как для надземной, так и для корневой части

пырея отмечаются на площадке № 10. Это показывает, что наибольшее

загрязнение растений данного вида происходит в условиях воздействия

техногенной нагрузки. Прослеживается снижение содержания металлов по

мере удаления от НчГРЭС (табл. 17).

Содержание Pb и Cd превышает или равно ПДК для

продовольственного сырья во всех изученных образцах: до 16 ПДК в

вегетативной массе и до 28 ПДК в корнях для Pb и до 8 и 4 ПДК

соответственно для Cd (табл. 17).

Преимущественное накопление Pb и Mn наблюдается в корневой

системе пырея ползучего, что указывает на устойчивость растения к

техногенному загрязнению этим металлом. Накопление Cd практически на

всех мониторинговых площадках идет в надземной части растения.

Наибольшая зольность надземной части пырея установлена на

мониторинговой площадке № 1 (1 км СЗ), корневой части растения - на

площадке № 10 (20 км СЗ). Самое высокое содержание золы приурочено к

131

мониторинговым площадкам, испытывающим техногенную нагрузку и

отличающимся высоким уровнем накопления ТМ (приложение 11). Для

корневой системы пырея характерна большая зольность, чем для зеленой

массы растения.

В условиях техногенной нагрузки по величине КН ТМ распределяются

следующим образом (табл. 18):

Cd (10) > Zn (6,4) ≥ Cr (6,1) > Cu (4,3) > Ni (3,3) > Pb (2,6) ≥ Mn (2,3)

В условиях отсутствия техногенного влияния ТМ располагаются по

величине КН в следующем порядке (табл. 4.8):

Cd (50) > Cr (4,4) > Pb (1,8) ≥ Zn (1,3) > Ni (0,9) ≥ Cu (0,6) ≥ Mn (0,1)

Как видим, пырей ползучий накапливает Cd и Cr вне зависимости от

влияния внешних факторов.

Таким образом, установлено загрязнение пырея ползучего Pb, Cd и Ni.

Наибольшее загрязнение растений данного вида происходит в условиях

воздействия техногенной нагрузки. Хорошо прослеживается связь между

зольностью пырея и содержанием в ТМ в растении. Пырей является самым

устойчивым к техногенному загрязнению видов среди рассматриваемых в

текущем исследовании.

Таблица 18

Коэффициент накопления тяжелых металлов растениями пырея

ползучего из почвы

№ площадки

Направление и расстояние от НчГРЭС, км

Pb Cd Zn Cu Ni Mn Cr

1 1,0 СВ 2,1 26,7 1,4 3,5 1,9 2,3 4,5 2 3,0 ЮЗ 0,2 10,0 0,4 1,1 2,4 0,1 0,8 5 1,2 СЗ 0,8 5,8 0,2 0,1 0,3 0,1 1,1 6 2,0 ССЗ 1,0 8,0 0,5 1,2 1,9 0,2 3,9 7 1,5 С 1,0 2,5 1,8 3,2 1,3 1,1 4,7 9 15,0 СЗ 1,8 50,0 1,3 0,6 0,9 0,1 4,4 10 20,0 СЗ 2,6 10,0 6,4 4,3 3,3 1,2 6,1 2А 3,0 ЮЗ (А) 0,2 2,0 7,3 5,2 1,6 0,4 4,3

Примечание: полужирным шрифтом выделен КН > 1

132

Пижма обыкновенная (Tanacetum vulgare L.)

Пижма обыкновенная (Tanacetum vulgare L.) из семейства Астровые

(Asteraceae) обнаружена на 6 мониторинговых площадках. Содержание ТМ в

растениях пижмы обыкновенной приведено в таблице 19.

Для пижмы, как и для всех уже рассмотренных ранее видов растений,

установлено превышение ПДК для кормов для Pb, Cd и Ni. Поскольку пижма

обыкновенная широко используется как в народной медицине, так и в

современной фармацевтике, целесообразно оценивать содержание

поллютантов согласно ПДК для продовольственного сырья и пищевых

продуктов (СанПиН 2.3.2.560-96). Концентрация Pb и Cd в исследованных

растениях превышает ПДК для продовольственного сырья на всех площадках

кроме № 6 (табл. 19)

Таблица 19

Содержание тяжелых металлов в растениях пижмы обыкновенной, мг/кг

(2008-2012 гг.)

№ площадки

Направление и расстояние от НчГРЭС,

км

Pb Cd Zn Cu Ni Mn Cr

3 2,7 ЮЗ 12,0/10,0 0,1/0,1 28/24 3/6 2,0/4,0 23/21 22/13 5 1,2 СЗ 0,7/0,2 1,0/0,1 41/27 10/7 6,6/2,7 107/30 18/16 6 2,0 ССЗ 0,1/0,3 0,1/0,4 22/23 4/6 2,4/4,4 31/19 24/14 8 5,0 СЗ 5,4/0,3 0,4/0,4 59/15 11/6 6,6/5,8 53/18 9/8 9 15,0 СЗ 4,2/0,1 0,8/1,1 16/21 1/5 4,2/3,7 43/50 37/32 10 20,0 СЗ 22,0/26,0 0,2/0,3 33/17 8/15 1,0/4,0 79/36 65/76

МДУ для кормовых трав 5,0 0,3 50 30 3,0 - - ПДК для

продовольственного сырья и пищевых продуктов (СанПиН

2.3.2.560-96)

0,5 0,1 50 10 - - -

Примечание: полужирным шрифтом выделено превышение ПДК для кормов. В знаменателе указано содержание металлов в надземной массе, в числителе – в корнях.

Несмотря на то, что основная масса ТМ накапливается

133

преимущественно в надземной части данного растения, большее содержание

золы характерно для его корневой системы (приложение 12). Наибольшая

зольность надземной части установлена на площадке № 5 (1,2 км СЗ),

корневой части - на площадке № 6 (2 км СЗ). Зольность надземной части

варьирует в пределах от 2 до 9% от сухой массы растения, корневой части –

от 3,6 до 6,2% соответственно. Наибольшее содержание золы в надземной

части растения по сравнению с корневой установлено на мониторинговой

площадке № 8 (5 км СЗ) где оно выше в 3,4 раза.

Полученные значения КН показывают интенсивное поступление

металлов в растения пижмы обыкновенной, загрязнение которыми

обнаружено на большинстве мониторинговых площадок (табл. 20). На

мониторинговой площадке № 10 (20 км СЗ) наблюдается активное

поступление в надземную часть пижмы обыкновенной почти всех изучаемых

элементов.

Таблица 20

Коэффициент накопления тяжелых металлов растениями пижмы

обыкновенной из почвы

№ площадки

Направление и расстояние от НчГРЭС, км

Pb Cd Zn Cu Ni Mn Cr

3 2,7 ЮЗ 6,7 5,0 6,1 1,6 1,4 1,2 11,6 5 1,2 СЗ 0,1 5,3 1,6 2,7 1,9 1,6 2,5 6 2,0 ССЗ 0,1 0,7 1,7 0,9 0,9 0,6 4,5 8 5,0 СЗ 1,8 20,0 4,2 3,4 4,4 2,3 3,3 9 15,0 СЗ 4,2 80,0 7,4 1,1 6,0 3,3 19,5 10 20,0 СЗ 7,1 20,0 23,6 11,4 1,1 7,2 36,1

Примечание: полужирным шрифтом выделен КН > 1

В условиях техногенной нагрузки (площадка № 5) в соответствии с КН

металлы располагались в следующем порядке:

Cd (5,3) > Cu (2,7) > Cr (2,5) > Ni (1,9) > Zn, Mn (1,6) > Pb (0,1)

На площадке № 9 по величине КН металлы образуют следующий ряд:

Cd (80) > Cr (19,5) > Zn (7,4) > Ni (6) > Pb (4,2) > Mn (3,3) > Cu (1,1)

134

Пижма обыкновенная является сильным концентратором Cd в

естественных условиях (табл. 20).

Установлено загрязнение пижмы обыкновенной Pb, Cd и Ni. Пижма

характеризуется низкой устойчивостью к загрязнению ТМ.

Цикорий обыкновенный (Cichorium intybus L.)

Цикорий обыкновенный (Cichorium intybus L.) из семейства Астровые

(Asteraceae) произрастает на 7 из 17 площадок исследования (табл. 21).

Установлено повсеместное загрязнение Pb и Ni (табл. 21). Почти на

всех мониторинговых площадках содержание свинца превышает не только

ПДК для кормов, но и ПДК для продовольственного сырья, до 54 ПДК на

площадке № 5. Поскольку цикорий является не только широко

распространенным сорным растением, но используется в кулинарии и

медицине, необходима оценка его безопасности по ПДК для

продовольственного сырья и пищевых продуктов (СанПиН 2.3.2.560-96).

Загрязнение Cd присутствует на мониторинговой площадке № 5 (1,2 км СЗ),

где его содержание составило 8 ПДК для кормов и 24 ПДК для

продовольственного сырья (табл. 21). Следует отметить, что содержание Cu в

цикории выше ПДК для продовольственного сырья и практически не

меняется в зависимости от расположения мониторинговых площадок, что,

по-видимому, свидетельствует о фоновом уровне концентрации Cu.

В растениях цикория прослеживается постепенное уменьшение

зольности как надземной, так и корневой части по мере удаления от

источника выбросов (приложение 13).

Показатель КН для Zn, Cu, Mn и Cr возрастает по мере удаленности

мониторинговых площадок от НчГРЭС (табл. 22).

135

Таблица 21

Содержание тяжелых металлов в растениях цикория обыкновенного,

мг/кг (2008-2012 гг.)

№ площадки

Направление и расстояние от НчГРЭС,

км

Pb Cd Zn Cu Ni Mn Cr

5 1,2 СЗ 27,0/26,0 2,4/0,1 33/30 8/17 10,0/3,7 42/14 26/11 6 2,0 ССЗ 0,8/0,2 0,1/0,1 31/31 11/11 2,0/3,4 24/15 24/14 9 15,0 СЗ 26,0/10,0 0,1/0,1 27/14 14/13 6,0/1,0 32/11 10/13 10 20,0 СЗ 6,0/15,0 0,1/0,1 43/18 10/10 2,0/3,0 31/12 17/26 12 1,1 В 10,0/12,0 0,1/0,1 24/33 15/14 6,0/2,0 10/8 13/19 2Б 3,0 ЮЗ (Б) 13,0/23,0 0,1/0,2 21/16 16/7 6,0/8,0 20/8 23/60 8Б 5,0 СЗ (Б) 11,0/10,0 0,01/0,01 38/22 15/12 1,9/6,0 15/12 27/11

ПДК для кормовых трав 5,0 0,3 50 30 3,0 - - ПДК для

продовольственного сырья и пищевых продуктов (СанПиН

2.3.2.560-96)

0,5 0,1 50 10,0 - -

Примечание: полужирным шрифтом выделено превышение ПДК для кормов. В знаменателе указано содержание металлов в надземной массе, в числителе – в корнях.

Для Mn установлен один из самых низких КН среди изучаемых

элементов. КН большинства металлов больше единицы на мониторинговой

площадке № 9, расположенной на максимальном удалении от источника

атмосферных выбросов предприятия:

Pb (5,2) > Cd (3,3) > Zn (2,5) > Cu (1,9) > Ni (1,5) > Cr (0,8) > Mn (0,3)

На площадке № 5 КН металлов следующий:

Cd (4) > Pb (1,1) > Cr (0,7) > Zn (0,6) > Cu, Ni (0,4) > Mn (0,1)

Растения цикория накапливают Cd и Pb как в естественных условиях,

так и в условиях постоянной антропогенной нагрузки.

136

Таблица 22

Коэффициент накопления тяжелых металлов растениями цикория

обыкновенного из почвы

№ площадки

Направление и расстояние от НчГРЭС,

км

Pb Cd Zn Cu Ni Mn Cr

5 1,2 СЗ 1,1 4,0 0,6 0,4 0,4 0,1 0,7 6 2,0 ССЗ 0,1 0,2 0,7 0,5 0,1 0,1 0,8 9 15,0 СЗ 5,2 3,3 2,5 1,9 1,5 0,3 0,8 10 20,0 СЗ 0,5 3,3 5,3 2,0 0,4 0,4 1,2 12 1,1 В 1,4 1,0 1,3 1,3 0,6 0,1 0,9 2Б 3,0 ЮЗ (Б) 2,7 0,5 0,7 1,4 0,5 0,1 1,4 8Б 5,0 СЗ (Б) 1,0 0,1 1,0 0,8 0,2 0,1 1,2

Примечание: полужирным шрифтом выделен КН > 1

Таким образом, установлено загрязнение цикория обыкновенного Pb и

Ni. Цикорий обладает высокой устойчивостью к накоплению Cd и является

единственным видом растения, не загрязненным этим элементом.

137

4.2. Сравнение показателей накопления тяжелых металлов

растениями

Сравнение содержания ТМ в различных видах растений позволило

выделить сходства и различия между ними в отношении поглощения ТМ.

При низком уровне антропогенного воздействия пижма является одним из

наиболее сильных растений-аккумуляторов Cd, Ni, Cr и Pb. Растением,

накапливающим в надземной части наибольшее количество Zn, Cu и Mn в

таких условиях является амброзия полыннолистная.

В условиях техногенной нагрузки меняется аккумулирующая

способность растений в отношении исследуемых поллютантов, за

исключением пижмы. По величинам КН растения, произрастающие в

условиях техногенной нагрузки, располагаются в виде следующих

убывающих рядов:

Pb: тысячелистник > полынь > амброзия > цикорий > пырей > пижма

Cd: тысячелистник > полынь > амброзия > пырей > пижма > цикорий

Zn: полынь > амброзия > пижма > тысячелистник > цикорий > пырей

Cu: тысячелистник > пижма > полынь > амброзия > цикорий > пырей

Ni: пижма > тысячелистник > амброзия > полынь > цикорий > пырей

Mn: пижма > полынь > тысячелистник > амброзия > цикорий = пырей

Cr: полынь > пижма = амброзия > тысячелистник > пырей > цикорий

Тысячелистник, полынь и пижма при техногенном загрязнении

поглощают из окружающей среды наибольшее количество ТМ среди

изучаемых видов растений. Так, тысячелистник накапливает больше всех

исследуемых растений Pb, Cd и Cu, полынь – Zn и Cr, пижма – Ni и Mn.

Высокая аккумуляция ТМ в надземной части этих растений означает

значительный вынос элементов из почвы, который, в свою очередь,

позволяет рассматривать данные виды как потенциальные фиторемедиаторы,

не требующие ухода и приспособленные к региональным климатическим

138

условиям. Другим показателем, свидетельствующим о высокой

накопительной способности тысячелистника, полыни и пижмы является

преобладание ТМ в надземной части над корневой. Следует отметить, что

высокая концентрация ТМ не оказывает угнетающего воздействия на эти

виды растений, что позволяет говорить об их толерантности к техногенному

загрязнению рассматриваемыми химическими элементами.

Важно отметить, что все рассмотренные виды растений максимально

накапливали Cd и минимально Mn, что согласуется с подвижностью данных

элементов в почве. Доля наиболее подвижных соединений Cd на наиболее

загрязненных почвах составляет 17 %, в то время как доля Mn равна 7 %.

Отмечается значительная накопительная способность амброзии по

отношению к рассматриваемым металлам. Установлено загрязнение

амброзии полыннолистной Pb, Cd, Ni и Zn.

Пырей ползучий и цикорий обыкновенный характеризуются

преимущественным накоплением изучаемых элементов в корневой системе,

что показывает устойчивость этих растений к техногенному загрязнению.

Значительно большее содержание ТМ в корнях по сравнению с надземной

частью свидетельствует о проявлении защитной функции, препятствующей

попаданию токсичных для растений концентраций ТМ в генеративные

органы.

Особенно высокой устойчивостью обладает цикорий по отношению к

Cd и является единственным видом растения, не загрязненным этим

элементом. Пырей является самым устойчивым к техногенному загрязнению

видом среди рассматриваемых видов растений.

Рассчитанные КН указывают на значительное поступление в растения

Cd, Pb и Zn из подвижных форм металлов в почве. Помимо этих элементов

для пижмы обыкновенной и цикория обыкновенного наблюдается также

более высокое накопление Cr по сравнению с остальными изучаемыми

видами. Следует отметить, что интенсивное накопление из почвы Ni не

139

наблюдается ни для одного из растений, хотя загрязнение этим ТМ

установлено для всех видов.

Ряды растений по величинам КН отличаются от рядов накопления ТМ.

Эта разница вызвана различной степенью подвижности химических

элементов в почве. К тому же, необходимо учитывать селективное

поглощение различных элементов из почвы определенным видом растения

при определенных условиях. Таким образом, для объективной оценки

степени антропогенного воздействия на экосистему необходимо

разрабатывать региональные нормативы с учётом особенностей каждого

отдельного вида растения и типа почвы.

140

Выводы

1. Установлена зависимость накопления ТМ в различных видах

травянистых растений от удаления от источника эмиссии. В растениях,

произрастающих вблизи НчГРЭС, выявлено большее содержание всех

исследуемых ТМ и загрязнение Pb, Cd и Ni. Наибольшие превышения МДУ

данных элементов приходятся на площадки северо-западного направления.

2. НчГРЭС является основным источником аэротехногенного

загрязнения травянистых растений исследуемыми металлами. Полученные за

13 летний период наблюдений (2000-2012 гг.) данные указывают на

присутствие многолетнего загрязнения выбросами НчГРЭС травянистой

растительности. Наибольшая концентрация ТМ обнаруживается в

непосредственной близости от предприятия (до 5 км) по линии

преобладающего направления розы ветров. Дополнительным источником

загрязнения растений Cd и Pb служат выбросы автотранспорта.

3. Накопление ТМ в растениях зависит от подвижности элементов в

почвах и физико-химических свойств почв (содержания органического

вещества, физической глины, ила и рН). Содержание ТМ в растениях на

песчаной аллювиально-луговой песчаной почве, выше в 1,2 -2,7 раз, чем на

рядом расположенной лугово-черноземной легкоглинистой почве.

4. Высокий уровень техногенной нагрузки на исследуемой территории

приводит к постепенной смене флоры от разнотравья, представленного

семейством Астровые, в сторону преобладания в травостое злаков, таких как

пырей ползучий, мятлик, овсюг.

5. Связь с содержанием Pb, Cd, Zn, Cu, Ni, Mn, Cr в естественной

травянистой растительности с количеством их подвижных форм в почве была

более тесной, чем с валовым содержанием и характеризовалась как средняя и

высокая. Поэтому величины КН, полученные с учетом подвижных форм

металлов в почве, находились в большем соответствии с уровнем

141

техногенной нагрузки. Значения КН позволили установить площадки с

минимальным и максимальным накоплением, в то время как по величине

КБП они мало отличались друг от друга. Величины КН ТМ в растениях на

площадках, близлежащих к НчГРЭС, были ниже, чем на отдаленных

площадках. Исходя из величин КН, по интенсивности накопления в

естественной травянистой растительности металлы выстраиваются в

следующий ряд: Cd > Cr > Pb > Zn > Cu > Ni > Mn.

6. Установлено повсеместное значительное превышение МДУ Cr в

различных видах растений, что, по-видимому, является региональной

особенностью растений Северного Приазовья, произрастающих на почвах с

исходно высоким содержанием данного элемента.

7. Различные виды дикорастущих травянистых растений различались

по накоплению и распределению ТМ в надземной и корневой частях.

Растениями-аккумуляторами ТМ являются амброзия, полынь и пижма,

которые в условиях техногенного загрязнения накапливают в надземной

части наибольшие количества ТМ. Данные виды растений характеризуются

высокими величинами КН, составляющими у пижмы, амброзии и полыни 5,3,

6,3 и 6,8 для Cd, 2,5, 2,8 и 5,7 для Cr, 0,1, 5,2, 3,3 для Pb, 1,6, 2,2, 4,1 для Zn,

2,7, 2,6, 2,1 для Cu, 1,9, 2,1, 1,3 для Ni, 1,6, 0,5 и 1,1 для Mn соответственно.

Полынь накапливает больше всех исследуемых растений Cd и Cr, пижма – Ni

и Mn, амброзия – Zn и Pb.

8. Устойчивость травянистой растительности к загрязнению ТМ

определяется как по величине элементостатических барьеров на границе

корень-надземная часть, так и по значениям коэффициента накопления

подвижных форм металлов из почвы. Наиболее устойчивым к загрязнению

Zn и Cu является пырей ползучий, к Cd и Mn - цикорий обыкновенный.

9. Высокая аккумуляция ТМ в надземной части тысячелистника,

полыни и пижмы позволяет рассматривать данные виды как потенциальные

фиторемедиаторы, не требующие ухода и приспособленные к региональным

климатическим условиям.

142

Список сокращений

ААБ – ацетатно-аммонийный буферный раствор

ЕКО – емкость катионного обмена

КБП – коэффициент биологического поглощения

КН – коэффициент накопления

МДУ – максимальный допустимый уровень

НСР – наименьшая существенная разность

НчГРЭС – Новочеркасская государственная районная электростанция

ПДК – предельно допустимая концентрация

ТМ – тяжелые металлы

ФГУ ГЦАС – Федеральное государственное учреждение Государственный центр

агрохимической службы

143

Список литературы

1. Авцын А.П., Жаворонков А.А., Риш М.А., Строчкова Л.С.

Микроэлементозы человека: этиология, классификация, органопатология. М.:

Медицина. 1991. 496 с.

2. Акимцев В.В. Микроэлементы и их применение. Ростов-на-Дону.

Кн. Издательство. 1962. 53 с.

3. Алексеенко В.А. Экологическая геохимия. – М.: Логос, 2000. -

315 с.

4. Алексеенко В.А., Суворинов А.В., Алексеенко В.А., Бофанова

А.Б. Металлы в окружающей среде. Почвы геохимических ландшафтов

Ростовской области: Учебное пособие. - М.: Логос, 2002. - 312 с.

5. Андреева И.В., Говорина В.В. К вопросу о возможных причинах

подвижности никеля в растениях. 2008. № 6. С. 68-71.

6. Анисимов B.C., Анисимова Л.Н., Ломоносова И.В., Алексахин

P.M., Фригидова Л.М., Круглов С.В., Байкова Т.А. Влияние кислотности

дерново-подзолистой среднесуглинистой почвы на подвижность и

биологическую доступность радионуклидов 60Со, 137Cs, микроэлементов Со,

Сu, Zn, Мn, Fe // Агрохимия. 2005. № 7. С. 51-58.

7. Антипов М.А., Ермаков А.И. Принципы и подходы к выбору

геохимических показателей оценки экологического состояния почв

сельскохозяйственных угодий // Агрономия. Ч 1. 2008. http

www.rgazu.ru/db/vestnic/2008/agronomiya/1.htm

8. Антипов М.А., Голицын М.С. Подвижные формы тяжелых

металлов в почвогрунтах зоны аэрации. – М., ООО «Геоинформмарк». 2002.

64 с.

9. Антропогенное влияние выбросов Новочеркасской ГРЭС на

окружающую среду города и окрестности ГРЭС. Отчет о НИР (НГЦЭ. И и

М.). - Новочеркасск, 1995. 38 с.

144

10. Аринушкина Е.В. Руководство по химическому анализу почв. -

М.: МГУ, 1961. С. 490.

11. Атлас лекарственных растений СССР. Под ред. Цицин Н.В. М.:

Государственное издательство медицинской литературы, 1962. 709 с.

12. Бажанов Г.Т., Раздорский А.И. Черноземы североприазовские

слабовыщелоченные, глинистые и тяжелосуглинистые на лессовидных

суглинках и глинах // Почвы Ростовской области и их агрономическая

характеристика. – кн. 3. – Ростов-н/Д.: Ростиздат, 1940. – 61с.

13. Балюк С.А., Мирошниченко Н.И., Фатеев А.И. Принципы

экологического нормирования допустимой антропогенной нагрузки на

почвенный покров Украины // Почвоведение. 2008. № 12. С. 1501-1509.

14. Барсукова В.С. Физиолого-генетические аспекты устойчивости

растений к тяжёлым металлам. Аналитический обзор. - Новосибирск: Изд-во

ГПНТБ СО РАН, 1997. 62 с.

15. Батова В.М. Климат. // Природные условия и естественные

ресурсы. - Ростов н/Д.: РГУ, 1986. - С. 79-94.

16. Безель В.С., Жуйкова Т.В. Химическое загрязнение среды: вынос

химических элементов надземной фитомассой травянистой растительности //

Экология. 2007. № 4. С. 259-267.

17. Безель B.C., Кряжимский Ф.В., Семериков Л.Ф., Смирнов Н. Г.

Экологическое нормирование антропогенных нагрузок. II. Методология //-

Экология. 1993. № I. С. 36-47.

18. Безуглова О.С. Гумусное состояние почв юга России. – Ростов-

на-Дону, Изд-во СКНЦ ВШ, 2001. - 228 с.

19. Безуглова О. С., Хырхырова М. М. Почвы Ростовской области:

учебное пособие / О. С. Безуглова, М. М. Хырхырова. – Ростов н/Д: Изд-во

ЮФУ, 2008. – 352 с.

20. Битюцкий Н.П. Микроэлементы и растения. СПб.: Изд-во

СПбГУ, 1999. 232 с.

21. Блажний Е.С., Гаврилюк Ф.Я., Вальков В.Ф., Редькин Н.Е.

145

Черноземы Западного Предкавказья // Черноземы СССР (Предкавказье и

Кавказ). – М., 1985. – С. 3-50.

22. Богомазов Н.П., Акулов П.Г. Микроэлементы и тяжелые металлы

в выщелоченных черноземах в Центрально-Черноземной зоне Российской

Федерации // Тяжелые металлы и радионуклиды в агроэкосистемах. М.: Изд-

во МГУ, 1994. С. 18−22.

23. Большаков В.А., Белобров В.П., Шишов Л.Л. Словник. Термины,

их краткое определение, справочные материалы по почвенной экологии,

географии и классификации почв. М.: Почв. Ин-т им. В.В. Докучаева, 2004.

138 с.

24. Брукс Р.Р. Биологические методы поисков полезных ископаемых.

- М., 1996. – 201 с.

25. Бурачевская М.В., Манджиева С.С., Минкина Т.М. Фракционный

состав цинка и свинца в почвах территории, прилегающей к Новочеркасской

ГРЭС // Материалы молодежной научной конференции “Миссия молодежи в

науке”. Ростов-на-Дону: Изд-во ЮФУ, 21-23 ноября 2012.

26. Вагун И.В. Продукционный процесс и фиторемедиационный

потенциал сортов рапса на загрязненных тяжелыми металлами почвах

Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата

биологических наук. Москва, 2011. 21 с.

27. Важенин И.Г. Корни растения как биоиндикатор уровня

загрязненности почвы токсическими элементами // Агрохимия. 1984. № 2. С.

73-77.

28. Вальков В.Ф. Генезис почв Северного Кавказа. – Ростов н/Д.:

Изд-во Рост. ун-та, 1977. – 160 с.

29. Вальков В.Ф., Казеев К.Ш., Колесников С.И. Почвоведение:

Учебник для вузов. – М.: ИКЦ «МарТ», Ростов н/Д: Издательский центр

«МарТ», 2006. 496 с.

30. Вальков В.Ф. Почвоведение (почвы Северного Кавказа). –

Краснодар: Сов. Кубань, 2002. – 728 с.

146

31. Вальков В.Ф. Экология почв Ростовской области. – Ростов н/Д.:

Изд-во СКНЦ ВШ, 1994. – 79 с.

32. Васильева И.М., Эстрина Р.И. Изменения в структуре и свойствах

белков листьев и узлов кущения озимой пшеницы при внесении цинка.- в кн.:

Биологическая роль микроэлементов и их применение в сельском хозяйстве и

медицине. Т.1. Л., 1970. С. 299-300.

33. Верихов Б.В. Гигиеническая оценка химического воздействия на

состояние костно-мышечной системы у детей в промышленных городах

Пермской области. Автореферат диссертации на соискание ученой степени

кандидата медецинских наук. Пермь, 2007. 27 с.

34. Виноградов А. П. Геохимия редких и рассеянных химических

элементов в почвах. М., 1957. 237 с.

35. Виноградова Ю.К., Майоров С.Р., Хорун Л.В. Чёрная книга

флоры Средней России. Изд-во: ГЕОС. 2010. С. 118-126.

36. Водяницкий Ю.Н. Нормативы содержания тяжелых металлов и

металлоидов в почвах // Почвоведение. 2012. № 3. С. 368-375.

37. Волков В. Т., Волкова Н.Н., Смирнов Г.В. и др.

Биоминерализация в организме человека и животных. Томск: Томдем-Арт,

2004. 498 с.

38. Волошин Е.И. Транслокация кадмия и свинца в почве и

растениях // Химия в сел. хоз-ве. 1997. № 2. С. 34−36.

39. Воробейчик Е.Л. Козлов М.В. Воздействие точечных источников

эмиссии поллютантов на надземные экосистемы: методология исследований,

экспериментальные схемы, распространенные ошибки // Экология. 2012. №

2. С. 83-91.

40. Вредные химические вещества. Неорганические соединения

V-VIII групп: Справ. изд. / Под ред. В.А. Филова и др. — Л.: "Химия", 1989.

512 с.

41. Временные максимально допустимые уровни (МДУ)

некоторых химических элементов госстипола в кормах

147

сельскохозяйственных животных. Утвержден Главным Управлением

Ветеринарии министерства сельского хозяйства РВ, 1991.

42. Гаврилюк Ф.Я., Вальков В.Ф., Клименко Г.Г. Генезис и

бонитировка черноземов Нижнего Дона и Северного Кавказа // Научные

основы рационального использования черноземов. – Ростов-н/Д.: Изд-во

Рост. ун-та, 1976. – С. 12-21.

43. Гаврилюк Ф.Я., Вальков В.Ф., Клименко Г.Г. Почвы. //

Природные условия и естественные ресурсы. - Ростов н/Д: РГУ, 1986. - С. 33-

37.

44. Гаврилюк Ф.Я. Черноземы Западного Предкавказья. – Харьков:

Изд-во Харьковского ун-та, 1955. – 147 с.

45. Гармаш Г.А., Гармаш Н.Ю. Распределение тяжелых металлов по

органам культурных растений // Агрохимия. 1987. № 5. С. 40-46.

46. Геннис Р. Биомембраны: Молекулярная структура и функции. М.:

Мир, 1997. 624 с.

47. ГН 2.1.7.2041-06 Предельно попустимые концентрации (ПДК)

химических веществ в почве утвержденные Главным государственным

санитарным врачом Российской Федерации 19 января 2006 года.

48. Говорина В.В., Ракипов Н.Г., Кео Сопхеак Лин, Сидоренкова

Н.К. Содержание и распределение кадмия, свинца и никеля в растениях

яровой пшеницы в зависимости от уровня минерального питания и

загрязнения тяжелыми металлами // Агрохимия. 2007. № 3. С. 61-67.

49. Головко Т.К., Гармаш Е.В., Скугорева С.Г. Тяжелые металлы в

окружающей среде и растительных организмах // Вестник ИБ. 2008. № 7. С.

2-7.

50. ГОСТ 17.4.1.02–83. Охрана природы. Классификация химических

веществ для контроля загрязнения. М., 1983. 12 с.

51. ГОСТ 17.4.3.01-83 Охрана природы. Почвы. Общие требования к

отбору проб.

52. ГОСТ 17.4.3.06-86 Охрана природы. Почвы. Общие требования к

148

классификации почв по влиянию на них химических загрязняющих веществ.

53. ГОСТ 17.4.2.03-86 Охрана природы. Почвы. Паспорт почв.

54. ГОСТ 26205-84. Почвы. Определение подвижных форм фосфора

и калия по методу Мачигина в модификации ЦИНАО. – М.: Изд-во

стандартов, 1985.

55. ГОСТ 26213-91. Почвы. Методы определения органического

вещества. – М.: Изд-во стандартов, 1992.

56. ГОСТ 26423-85. Почвы. Определение рН водной вытяжки по

методу ЦИНАО. – М.: Изд-во стандартов, 1986.

57. ГОСТ 26657-85. Корма, комбикорма, комбикормовое сырье.

Методы определения содержания фосфора.

58. ГОСТ 26951-86. Почвы. Определение нитратов ионометрическим

методом. ЦИНАО. – М.: Изд-во стандартов, 1986.

59. ГОСТ 27262-87. Корма растительного происхождения. Методы

отбора проб.

60. Государственный доклад «О состоянии окружающей природной

среды г. Новочеркасска в 1997 году» - Новочеркасск, 1998. - 27с.

61. Государственный доклад о состоянии и об охране окружающей

среды Российской Федерации в 2007 году. М.: Минприроды РФ, 2008. 503 с.

62. Грязновская К., Накопление тяжелых металлов в почвах и

растениях на территории Варшавы, Польша. J. Soil Sci., 7, 117, 1974.

63. Дабахов М.В., Соловьев Г.А., Егорова В.С. Влияние

агрохимических средств на подвижность Pb и Cd в светло-серой лесной

почве и поступление их в растения // Агрохимия. 1998. № 3. С. 54-59.

64. Демедчик В.В., Соколик А.И., Юрин В.М. Поступление меди в

растения и распределение в клетках, тканях и органах // Успехи современной

биологии. 2001. Т. 121, № 2. С. 190-197.

65. Дмитраков Л. М., Дмитракова Л. К. Транслокация свинца в

растения овса // Агрохимия. 2006. № 2. С. 71-77.

66. Добровольский В.В. Биосферные циклы тяжелых металлов и

149

регуляторная роль почвы // Почвоведение. 1997. № 4. С. 431-441.

67. Добровольский В.В. География микроэлементов. Глобальное

рассеяние. М.: Мысль, 1983. 271 с.

68. Добровольский Г.В., Гришина Л.А. Охрана почв. М.: Изд-во

МГУ, 1985. 224 с.

69. Долгов С.И., Мичманова А.И. Методы механического и

микроагрегатного анализа почв // Агрофизические методы исследования

почв. - М.: Изд-во «Наука», 1966. – 256 с.

70. Доспехов Б.А. Методика полевого опыта. Москва: Изд-во

«Агропромиздат», 1985. 350 с.

71. Дробков А.А. Микроэлементы и естественные радиоактивные

элементы в жизни растений и животных. М., 1958. 182 с.

72. Дроздова И.В., Алексеева-Попова И. В. Типы минерального

обмена растений Южной Чукотки // Бот. журн. 1998. Т. 83. № 7. С. 53-65.

73. Дубинина Ю.Ю., Дульцева Г.Г., Палесский С.В., Скубневская

Г.И. Изучение химической природы защитной реакции растений на

избыточное содержание кадмия в почве // Экологическая химия. 2003. № 12.

С. 41-46.

74. Дуля О.В. Микрюков В.С., Воробейчик Е.Л. Стратегии адаптации

Deshampsia caespitosa и Lychnis flos-cuculi к загрязнению тяжелыми

металлами: анализ на основе зависимости доза-эффект // Экология. 2013. №

4. С. 243-253.

75. Душенков В., Раскин И. Фиторемедиация: зеленая революция //

Химия и жизнь. 1999. № 11. С. 78-79.

76. Дьяченко В.В. Определение региональных нормирующих

содержаний химических элементов в почвах на ландшафтно-геохимической

основе // Известия Вузов. Северо-кавказский регион. Естественные науки.

2001. № 4. С. 109-111.

77. Ендовицкий А.П., Калиниченко В.Л., Ильин В.В., Иваненко А.А.

Термодинамическое состояние кадмия и свинца в почвах каштаново-

150

солонцового комплекса // Агрохимия. 2008. № 9. С. 59-65.

78. Еремченко О.З., Чудинова Л.А. Микроэлементный состав почв и

растительности заповедной лесостепи в условиях техногенеза //

Современные проблемы науки и образования. 2012. № 5. www.science-

education.ru/105-7050

79. Жидков А.Н., Кожевников Л.Л. Фиторемедиация как комплекс

санитарно-оздоровительных мероприятий для полигонов складирования

вторичных материалов промышленности // Лесохозяйственная информация.

2014. № 1. С. 19-24.

80. Жуйкова Т.В., Мелинг Э.В., Жуйкова В.А. Изменение

проективного покрытия луговых сообществ техногенно нарушенных

территорий // Проблемы региональной экологии в условиях устойчивого

развития : мат-лы Всерос. науч.-практ. конф., 1-2 декабря 2009. Вып. VII. Ч.

2. Киров, 2009. С. 107-110.

81. Закруткин В.Е. Геохимия ландшафта и техногенез. Ростов н/Д:

Изд-во СКНЦ ВШ, 2002. 308 с.

82. Закруткин В.Е., Шишкина Д.Ю. Некоторые аспекты

распределения меди и цинка в почвах и растениях агроландшафтов

Ростовской области // Материалы Междунар. симпозиума «Тяжелые металлы

в окружающей среде». Пущино, 1997. С. 101-109.

83. Закруткин В.Е., Шкафенко Р.П. Некоторые аспекты

распределения свинца в почвах и растениях агроландшафтов Ростовской

области // Материалы Междунар. симпозиума «Тяжелые металлы в

окружающей среде». Пущино, 1997. С. 110-117.

84. Замараев К.И. Анализ спектров ЭПР ферментов, содержащих

двухвалентную медь // Биофизика. 1967. - Т.12, № 5. С. 810-813. - Библиогр.:

20 назв.

85. Захаров С.А. Почвы Ростовской области и их агрономическая

характеристика. – Ростов н/Д.: Рост. обл. книгоизд-во, 1946. 123 с.

86. Зозулин Г.М., Федяева В.В. / Ред. и сост. Флора Нижнего Дона.

151

Т.2., Ростов-на-Дону, 1985 г., т. 2. - 246 с.

87. Зырин Н.Г. Задачи и перспективы развития учения о

микроэлементах в почвоведении // Биологическая роль микроэлементов. –

М.: Наука, 1983. – С. 149-154.

88. Зырин Н.Г., Чеботарева Н.А. К вопросу о формах соединений

меди, цинка, свинца в почвах и доступности их для растений // Содержание и

формы соединений микроэлементов в почвах. М.: Изд-во МГУ, 1979. С. 324-

350.

89. Ильин В.Б. Буферные свойства почвы и допустимый уровень ее

загрязнения тяжелыми металлами // Агрохимия. 1997. № 8. С. 65-70.

90. Ильин В.Б., Гармаш Г.А., Гармаш Н.Ю. Влияние тяжелых

металлов на рост, развитие и урожайность сельскохозяйственных растений //

Агрохимия. 1985. № 6. С. 90-100.

91. Ильин В.Б. Мониторинг тяжелых металлов применительно к

крупным промышленным городам // Агрохимия. 1997. № 4. С. 81-86.

92. Ильин В.Б., Степанова М.Л. Распределение свинца и кадмия в

растениях пшеницы, произрастающей на загрязненных этими металлами

почвах // Агрохимия. 1980. № 5. С. 114-119.

93. Ильин В.Б., Сысо А.И. Тяжелые металлы и неметаллы в системе

почва-растение / РАН, Сибирское отделение, ин-т. Почвоведение и

агрохимии. Новосибирск: Изд-во СО РАН, 2012. – 220 с.

94. Ильин В.Б. Оценка защитных возможностей системы почва-

растение при модельном загрязнении почвы свинцом (по результатам

вегетационных опытов) // Агрохимия. 2004. № 4. С. 52-57.

95. Ильин В.Б., Степанова М.Д. Тяжелые металлы - защитные

возможности почв и растений - урожай // Химические элементы в системе

почва-растение. Новосибирск, 1982. С. 73-92.

96. Ильин В.Б. Тяжелые металлы в системе почва-растение. –

Новосибирск: Наука, 1991. – 151 с.

97. Ильин В.Б. Элементный химический состав растений.

152

Новосибирск: Наука, 1985. 129 с.

98. Кабата-Пендиас А., Пендиас X. Микроэлементы в почвах и

растениях. М.: Мир, 1989. 437 с.

99. Кабата-Пендиас А. Проблемы современной биогеохимии

микроэлементов // Российск. хим. журн. (Журн. хим. об-ва им. Д.И.

Менделеева). 2005. Т. XLIX. № 3. С. 15-19.

100. Казнина Н.М., Титов А.Ф., Лайдинен Г.Ф., Батова Ю.В.Влияние

цинка на продуктивность ярового ячменя в вегетационном опыте //

Агрохимия. 2010. № 8. С. 72-76.

101. Каменова И.И., Квитко Б.Я. Содержание Cr в основных типах

почв некоторых областей Казахской ССР // Изв. АН КазССР, сер. Биол.,

1973. № 6.

102. Кашин В.К., Убугунов Л.Л. Особенности накопления

микроэлементов в зерне пшеницы в западном Забайкалье // Агрохимия. 2012.

№ 4. С. 68-76.

103. Кизилкая Р., Денгиз О., Озязици М.А., Ашкин Т., Микайылов Ф.,

Шейн Е.В. Пространственное распределение тяжелых металлов в почвах

равнинной территории Бафра (Турция) // Почвоведение. 2011. № 12. С. 1465-

1474.

104. Кизильштейн Л.Я., Соборникова И.Т. Влияние промышленного

загрязнения на содержание тяжелых металлов в почвах окрестностей г.

Новочеркасска. Ростов-на-Дону: Изд-во Рост, ун-та. 1990. - 11 с.

105. Климашевский Э.Л. Генетический контроль усвоения элементов

питания растений // Вестник с.-х. науки . 1986. № 7. - С . 77-87.

106. Клименко Г.Г., Крыщенко В.С. К характеристике химического

состава южных черноземов правобережья Нижнего Дона // Почвоведение .

1978. № 3. С. 18–25.

107. Клименко Г.Г. Черноземы Северо-Восточного Приазовья

(генезис, география и бонитировка): Автореферат диссертации на соискание

ученой степени кандидата биологических наук. – Ростов-н/Д., 1968. 25 с.

153

108. Кобилев Г.А., Лось М.М. Геологическая практика в окрестностях

г. Новочеркасска. - Новочеркасск: НПИ, 1991. – 56 с.

109. Ковалевский А.Л. Биогеохимия растений. Новосибирск: Наука,

1991. 288 с.

110. Ковалевский А.Л. О физиологических барьерах поглощения

химических элементов растениями // Микроэлементы в биосфере и

применение их в сельском хозяйстве и медицине Сибири и Д. Востока. Докл.

III Сиб. конф, Улан-Удэ, 1971. С. 134-144.

111. Колесников С.И., Казеев К.Ш, Вальков В.Ф. Экологические

последствия загрязнения почв тяжелыми металлами. - Ростов-на-Дону: Изд-

во СКВШ. 2000. - 232с.

112. Колесников С.И., Казеев К.Ш, Вальков В.Ф. Экологическое

состояние и функции почв в условиях химического загрязнения. - Ростов-на-

Дону: Изд-во Ростиздат, 2006. - 385с.

113. Корнеева С.А., Беднягин Г.В., Пенежина Г.В., Фокина З.П.,

Нигаматуллин Е.Х. Комплексная характеристика радиоактивного и

химического загрязнения почвы и растительности сельскохозяйственных

угодий совхозов «Козыревский» и «Шумовский» Краснодарского района

Челябинской области // Радиация, экология, здоровье. Средний Урал. Сб.

науч. трудов. Екатеринбург, 1994. Часть 1. С. 153-159.

114. Кочерина Е.В., Тарханов С.Н., Лобанова О.А. Трансформация

эпифитных лишайниковых группировок в условиях аэротехногенного

загрязнения (на примере Архангельской промышленной агломерации) //

Север: экология: Сб. науч. тр. Екатеринбург: Изд-во УрО РАН, 2000. С. 324–

334.

115. Крамарев С.М., Крамарева Ю.С., Красненков Д.С., Яковишина

Т.Ф. Детоксикация тяжелых металлов в техногеннозагрязненных почвах

северной степи Украины // Материалы II Межд. конф. «Современные

проблемы загрязнения почв». – М.: МГУ, 2007. – С. 294-298.

116. Крупский Н.К., Александрова А.М. К вопросу об определении

154

подвижных форм микроэлементов // Микроэлементы в жизни растений,

животных и человека. – Киев: Наукова думка, 1964. - С. 34-36.

117. Кудашкин М.И. Накопление меди в растительности юга

Нечернозёмной зоны // Агрохимия. 2009. № 5. С. 55-61.

118. Кудоярова Г.P., Веселое С .Ю ., Усманов И.Ю . Гормональная

регуляция соотношения биомассы побег/корень при стрессе // Журн. общ.

биологии. 1999. Т. 60 № 6. С. 633-641.

119. Лабий Ю.М. Влияние растений на миграцию в почве свинца //

Биологические науки. 1989. № 9. С. 86-89.

120. Ладонин Д.В. Влияние техногенного загрязнения на

фракционный состав меди и цинка в почвах // Почвоведение. 1995. № 10. С.

1299–1305.

121. Ладонин Д.В., Карпухин М.М. Фракционный состав соединений

никеля, меди, цинка и свинца в почвах загрязненных оксидами и

растворимыми солями металлов // Почвоведение. 2011. № 8. С. 953-965.

122. Ладонин Д.В., Пляскина О.В. Изотопный состав свинца в почвах

и уличной пыли юго-восточного административного округа г. Москва //

Почвоведение. 2009. № 1. С. 106-118.

123. Ларина Т.Е., Обухов А.И. Тяжелые металлы в растительности с

газонов вдоль автомагистралей // Вестн. МГУ. 1995. № 3. С. 41-48.

124. Лархер В. Экология растений. М.: Наука, 1978. 384 с.

125. Лебедев Н.И., Чечива Т.Б. Почвы, растительность и

микроэлементы // Человек и стихия: Науч.-попул. гидромет. сб. – Л.:

Гидрометиздат, 1988. С. 12-14.

126. Левин С. В. Тяжелые металлы как фактор антропогенного

воздействия на почвенную микробиоту / С. В. Левин, В. С. Гузев, И. В.

Асеева и др. // Микроорганизмы и охрана почв / Под ред. Д. Г. Звягинцева.

М.: Изд-во МГУ, 1989. С. 5–47

127. Лекарственные растения в быту. М.: Россельхозиздат, 1969. 220 с.

128. Линник П.Н., Набиванец Б.И. Формы миграции металлов в

155

пресных поверхностных водах. Л.: Гидрометеоиздат, 1986. 268 с.

129. Лозановская И.Н., Орлов Д.С., Садовникова Л.К. Екология и

охрана биосферы при химическом загрязнении. – М.: Высшая школа, 1998.

287 с.

130. Лукин С.В. Доклады Российской академии сельскохозяйственных

наук, 2005, № 4. С. 27-28.

131. Лукина Н.В., Никонов В.В. Поглощение аэротехногенных

загрязнителей растениями сосняков на северо-западе Кольского полуострова

// Лесоведение. 1993. № 6. С. 34-41.

132. Макарова Л.И., Лотоцкая Е.А., Зак Н.С. Полярографическое

определение меди и цинка в растениях и органических удобрения. Химия в

сельском хозяйстве, 1972. Т.10. № 11. С. 71-72.

133. Манджиева С.С. Соединения тяжелых металлов в почвах

Нижнего Дона как показатель их экологического состояния. Диссертация на

соискание ученой степени кандидата биологических наук. - Ростов-на-Дону.

2009. 190 с.

134. Методические рекомендации по гигиеническому обоснованию

ПДК химических веществ в почве. Изд. второе. М.: Минздрав СССР, 1982,

57с.

135. Методические указания по определению тяжелых металлов в

почвах сельхозугодий и продукции растениеводства. М.: ЦИНАО, 1992. 61 с.

136. Минеев В.Г., Кочетавкин А.В., Нгуен Ван Бо. Использование

природных цеолитов для предотвращения загрязнения почвы и растений

тяжелыми металлами // Агрохимия. 1989. № 8. С. 89-95.

137. Минеев В.Г., Макарова А.И., Тришина Т.А. Тяжелые металлы и

окружающая среда в условиях современной интенсивной химизации.

Сообщение 1. Кадмий // Агрохимия. – 1981. - № 5. – С. 146-155.

138. Минкина Т.М., Бауэр Т.В., Манджиева С.С., Мотузова Г.В.,

Бурачевская М.В. Новые подходы в оценке состояния тяжелых металлов в

почвах // Сборник докладов IV международной научной конференции

156

«Современные проблемы загрязнения почв». 2013. С. 447-450.

139. Минкина Т.М., Клименко Г.Г., Назаренко О.Г., Калиниченко В.П.

К вопросу оценки загрязнения почв тяжелыми металлами // Ученые кафедры

почвоведения и агрохимии Ростовского университета – народному

хозяйству. Методическое пособие для студентов почвенного отделения.

Ростов н/Д: УПЛ РГУ, 1996. Ч. 2. С. 8-15.

140. Минкина Т.М., Крыщенко В.С., Самохин А.П., Назаренко О.Г.

Техногенное загрязнение почв тяжелыми металлами // Учебно-методическое

пособие. 2003. С. 75.

141. Минкина Т.М., Мотузова Г.В., Назаренко О.Г. Состав соединений

тяжелых металлов в почвах. Ростов-на-Дону: Изд-во «Эверест», 2009. 208 с.

142. Минкина Т.М, Скуратов Н.С., Докучаева Л.М. Тяжелые металлы

в почвах и растениях г. Новочеркасска // Изв. вузов. Сев.-Кавк. регион.

Естественные науки. 2001. № 3. С. 68-71.

143. Минкина Т.М. Соединения тяжелых металлов в почвах Нижнего

Дона, их трансформация под влиянием природных и антропогенных

факторов: диссертация на соискание ученой степени доктора биологических

наук. - Ростов-на-Дону, 2008.

144. Мирошниченко Н.Н., Фатеев А.И. Актуальные вопросы

агрогеохимии микроэлементов в почвах Украины // Плодородие почв -

основа устойчивого развития сельского хозяйства : материалы

Международной научно-практической конференции и IV съезда почвоведов

(Минск, 26-30 июля 2010 г.): в 2-х ч. / Национальная академия наук Беларуси,

Институт почвоведения и агрохимии. Белорусское общество почвоведов. -

Минск, 2010. - Ч I. С. 30-32.

145. Мотузова Г.В. Соединения микроэлементов в почвах. М.:

Эдиториал УРСС, 1999. 168 с.

146. Муравьев Е.И. Оценка влияния химического производства на

состав тяжелых металлов в окружающих ландшафтах // Экологический

вестник Северного Кавказа. – 2005. № 2. С. 51-79.

157

147. Нестерова А.Н. Действие тяжелых металлов на корни растений:

Поступление свинца, кадмия и цинка в корни, локализация металлов и

механизмы устойчивости растений // Биологические науки. - 1989. № 9. С.

72-86.

148. Никитюк Н.В. Подвижность тяжелых металлов в черноземных

карбонатных почвах и способы ее оценки: Автореф. дис... канд. с.-х. наук.

Краснодар: КГАУ, 1998. 18 с.

149. Обухов А.И., Зырин И.Т. Научные основы разработки ПДК

тяжелых металлов в почвах // Тяжелые металлы в окружающей среде. М.

Изд-во МГУ, 1980. С. 20-28.

150. Обухов А.И, Лурье Е.М. Закономерности распределения тяжелых

металлов в почвах дерново-подзолистой подзоны // Геохимия тяжелых

металлов в пригодных и техногенных ландшафтах. М., 1983. С. 55-62.

151. Овчаренко М.М., Шильников И.А., Вендило Г.Г., Аканова Н.И. и

др. Тяжелые металлы в системе почва - растение - удобрение. - М., 1997. -290

с.

152. Орлов Д.С., Садовникова Л.К., Лозановская И.И. Экология и

охрана биосферы при химическом загрязнении М.: Высш. школа, 2002. 335 с.

153. Орлов Д.С. Химия почв. М.: Изд-во Моск. Ун-та, 1985. 375 с.

154. Отчёт о результатах крупномасштабных геохимических и

радиометрических исследований экологической обстановки г.

Новочеркасска, проведённых в 1991-1994гг. Отчёт о НИР. – Новочеркасск:

ГНПП «Прогресс», 1995. - Кн. 1-5. - С. 178.

155. Оценка экологического состояния почвенно-земельных ресурсов

и окружающей природной среды Московской области / под ред. Г.В.

Добровольского, С.А. Шобы. М.: Изд-во Моск. ун-та, 2000. 221 с.

156. Панин М.С. Эколого-биогеохимическая оценка естественных и

техногенных ландшафтов Семипалатинского Прииртышья (Республика

Казахстан): Автореферат диссертации на соискание ученой степени

кандидата биологических наук. Новосибирск, 1999. 34 с.

158

157. Панин М.С., Баирова А.М. Поглощение свинца каштановыми

почвами Семипалатинского Прииртышья в зависимости от величины помола

внесенного цеолита // Агрохимия. 2005. № 10. С. 92-96.

158. Панин М.С., Нурекенова А.Н. Медь в дикорастущих

травянистых растениях поймы реки Иртыш // Агрохимия. 2002. № 2. С. 47-

51.

159. Пашков Г.Д., Зозулин Г.М. Растительность // Природные условия

и естественные ресурсы. – Ростов н/Д, 1986. – С. 259-285.

160. Переломов Л.В, Пинский Д.Л. Иммобилизация водорастворимых

солей цинка в почве // Почвоведение. 2005. № 7. С. 66-72.

161. Перельман А.И. Геохимия ландшафта. М.: География. 1961. С.

495.

162. Перельман А.И., Касимов Н.С. Геохимия ландшафта. - М.:

Астрея – 2000, 1999. - 768 с.

163. Перельман А.И. Геохимия элементов в зоне гипергенеза. М.:

Недра, 1972. 288с.

164. Петрунина Н.С., Геохимическая экология растений в провинциях

с избыточным содержанием микроэлементов (Ni, Co, Cu, Mo, Pb, Zn). – В кр.:

Труды биогеохим. Лаборатории АН СССР, т. 13. – М.: Наука, 1974, с 57.

165. Плеханова И.О., Кленова О.В., Кутукова Ю.Д. Влияние осадков

сточных вод на содержание и фракционный состав тяжелых металлов в

супесчаных дерново-подзолистых почвах // Почвоведение. 2001. № 4. С. 496-

503.

166. Пляскина О.В., Ладонин Д.В. Загрязнение городских почв

тяжелыми металлами // Почвоведение. 2009. № 7. С. 877-885.

167. Покровская С.Ф. Загрязнение почт тяжелыми металлами и его

влияние на сельскохозяйственное производство. – М.: ВИИТЭИ агропром,

1986. 56 с.

168. Полынов Б.Б. Избранные труды. - М.: Изд-во АН СССР, 1956. С.

103-255.

159

169. Потатуева Ю.А., Сидоренкова Н.К. Влияние загрязнения кадмием

на содержание подвижных форм элемента в почве, накопление его

растениями и урожай сельскохозяйственных культур // Агрохимия. 2010. №

6. С. 73-82.

170. Практикум по агрохимии / Под ред. В.Г. Минеева. - М.: Изд-во

МГУ, 1989. - 304 с.

171. Прасад М.Н. Практическое использование растений для

восстановления экосистем, загрязненных металлами // Физиология растений.

- 2003. - Т. 50, № 5. - С. 764 - 780.

172. Прокопьев И.А., Журавская А.Н., Филиппова Г.В. Изменчивость

биохимических параметров и радиоустойчивость семенного потомства

дескурайнии гулявниковой и клоповника базлепестного под действием

различных факторов // Экология. 2011. № 4. С. 259-265.

173. Прокопьев И.А., Филиппова Г.В., Шеин А.А. Влияние

техногенного загрязнения пылью, содержащей тяжелые металлы, на

семенное потомство лебеды раскидимтой // Физиология растений. 2012. № 2.

С. 238-243.

174. Прокопьев И.А., Филиппова Г.В., Шеин А.А., Габышев Д.В.

Влияние городского техногенного загрязнения на морфологические,

биохимические характеристики и семенную продуктивность ромашки

аптечной // Экология. 2014. № 1. С. 22-29.

175. Протасова Н.А., Горбунова Н.С. Соединения цинка, никеля,

свинца и кадмия в обыкновенных черноземах каменной степи при

длительном применении удобрений и фосфогипса // Агрохимия. 2010. № 7.

С. 52-61.

176. Протасова Н.А. Микроэлементы в черноземах и серых лесных

почвах Центрального Черноземья: Автореферат диссертации на соискание

ученой степени кандидата биологических наук. Воронеж, 2002. 40 с.

177. Радомский С.М., Радомская В.Н., Носкова Л.П., Беженар М.А.

Факторы риска для жителей Амурской области // Новое в экологии

160

жизнедеятельности: Докл. III Всерос. науч.-практ. конф. с международным

участием и безопасности. Санкт-Петербург, 1998. Т. 2. С. 284-286.

178. Реймерс Н.Ф. Азбука природы. Микроэнциклопедия биосферы.

М.: "Знание", 1980. 208 с.

179. Ринькис Г.Я. Система оптимизации и методы диагностики

минерального питания растений. Рига, Зинатне, 1989. 196 с.

180. Садименко П.А. Почвы юго-восточных районов Ростовской

области - Ростов н/Д: Изд-во Ростовского ун-та, 1966. 128 с.

181. Сает Ю.Е., Ревич Б.А., Янин Е.П. Геохимия окружающей среды.

М.: Недра, 1990. 335 с.

182. Санитарные правила и нормы СанПиН 2.1.4. 559- 96. М.. 1996. 13 с.

183. Сафонов И.Н. Геомофология Северного Кавказа и Нижнего Дона.

– Ростов-н/Д: РГУ, 1987.

184. Свинец в окружающей среде. М.: Наука, 1987. 181 с.

185. Серегин И.В., Иванов В.Б. Физиологические аспекты

токсического действия кадмия и свинца на высшие растения // Физиология

растений, 2001. Т. 48. С. 606-630.

186. Серегин И.В., Иванов В.Б. Является ли барьерная функция

эндодермы единственной причиной устойчивости ветвления корней к солям

тяжелых металлов? // Физиология растений. 1997. № 6. С. 922−925.

187. Серегин И.В. Распределение тяжелых металлов в растениях и их

действие на рост. Диссертация на соискание ученой степени доктора

биологических наук. Москва, 2009. С. 53.

188. Серегин И.В. Фитохелатины и их роль в детоксикации кадмия у

высших растений // Усп. биол. химии, 2001. Т. 41. С. 283-300.

189. Скрипниченко И.И., Золотарева Б.Н. Оценка токсического

действия тяжелых металлов (свинца) на растения овса // Агрохимия. 1981. №

1. С. 103-109.

190. Скуратов Н.С., Шалашова О.Ю., Марков Ю.А., Грибанов А.В.

Загрязнение педосферы г. Новочеркасск и его пригородов выбросами

161

промышленных предприятий // Мелиорация антропогенных ландшафтов.

Экологические проблемы урбанизированных территорий. Новочеркасск,

1995. С. 44-48.

191. Соборникова И.Г., Кизильштейн Л.Я. Медь, цинк, свинец в

почвах и растениях полыни г. Ростова-на-Дону и его окрестностей // Изв.

Сев.-Кав. центра выс. школы. Естест. Науки. 1990. № 4. С. 3-8.

192. Состояние окружающей среды. Программа ООН об окружающей

среде. М.: Изд-во ВИНИТИ, 1980. 162 с.

193. Степанок В.В. Влияние высоких доз свинца на элементный

состав растений // Агрохимия. 1998. № 7. С. 69-76.

194. Степанок В.В. Влияние сочетания соединений тяжелых металлов

на урожай сельскохозяйственных культур и поступление тяжелых металлов в

растения // Агрохимия. 2000, № 1. С.74-80.

195. Стрнад В., Золотарева Б.Н., Лисовский А.Е. Влияние внесения

водорастворимых солей свинца, кадмия и меди на их поступление в растения

и урожайность некоторых сельскохозяйственных культур // Агрохимия. 1991.

№ 4. С. 77-83.

196. Сысо А.И., Бокова Т.Н. Влияние доз свинца, кадмия и токсиканта

на урожай и химический состав овса и люцерны // Докл. II Междунар. научн-

практ. конф. "Тяжелые металлы, радионуклиды и элементы-биофилы в

окружающей среде". Семипалатинск - Казахстан. 2002. Т. 2. С. 126-130.

197. Таланов Г.А. Санитария кормов: Справочник. – М.:

Агропроиздат, 1991. № 4. С. 76-83.

198. Тарабрин В.П. Физиология устойчивости древесных растений в

условиях загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами //

Микроэлементы в окружающей среде. Киев: Наукова думка, 1980. С. 17.

199. Технический отчет № 7769 по повторному почвенному

обследованию Ростовского ГСУ Аксайского района Ростовской области. –

Ростов н/Д.: ЮжНИИГипрозем, 1986. – 46 с.

200. Тома С.И., Рабинович И.З., Великсар С.Г. Микроэлементы и

162

урожай. Кишинев: Штинца, 1980. 172 с.

201. Топорская Л.Е., Данилова Г.Н. Экологическое состояние

окружающей среды г. Новочеркасска // Проблемы геологии и геоэкологии

юга России и Кавказа. Материалы междунар. конф. - Новочеркасс: НА-БЛА,

1997. - Т. 2. - с. 75-78.

202. Третьяков Н. Н., Кошкин Е. И., Макрушин Н. М. и др.,

Физиология и биохимия сельскохозяйственных растений, 2-е изд. – М.:

КолосС, 2005. 656с.

203. Тяжелые металлы в системе «почва-растение-удобрение». Под

ред. Овчаренко М.М. Москва. ЦИНАО. 1997. 291 с.

204. Ульяненко Л.Н., Филипас А.С., Лой Н.Н., Степанчикова Н.С.,

Круглов С.В. Влияние загрязнения кадмием дерново-подзолистой почвы на

рост и развитие растений ячменя // Агрохимия. 2009. № 6. С. 56-60.

205. Фатеев А.И., Мирошниченко Н.Н., Самохвалова В.Л. Миграция,

транслокация и фитотоксичность тяжелых металлов при полиэлементном

загрязнении почвы // Агрохимия. 2001. № 36. С.57-61.

206. Федосеенко С.В. Влияние цинка и свинца на свойства чернозема

обыкновенного и качество ярового ячменя. Диссертация на соискание ученой

степени кандидата биологических наук. - Ростов-на-Дону, 2004. 169 с.

207. Федюшкин Б.Ф. Минеральные удобрения с микроэлементами:

технология и применение. Л.: Химия, 1989. – 271 с.

208. Феник С.И., Трофимяк Т.Б., Блюм Я.Б. Механизмы

формирования устойчивости растений к тяжелым металлам // Успехи

современной биологии. 1995. Вып. 3. Том 115. С. 261-275.

209. Физиология растений. Под ред. Кузнецов В.В., Дмитриева Г..А.

М.: Абрис, 2012. 784 с.

210. Фирсова В.П., Павлова Т.С., Тощев В.В., Прокопович Е.В.

Сравнительное изучение содержания тяжелых металлов в лесных, луговых и

пахотных почвах лесостепного Зауралья // Экология. 1997. №. 2. С. 96-101.

211. Хала В.Г., Артемьев В.С., Мешков В.И. Оценка системы почва-

163

растение по содержанию и транслокации тяжелых металлов //

Агрохимический вестник. 2002. № 1. С. 74-80.

212. Хамидова Р., Мирсалимова Р. Поступление отдельных

химических элементов в растения в зависимости от их концентрации в

почвах и водах // Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных

средах: Тр. 5-го Всесоюз. совещ. Л.: Гидрометеоиздат, 1989. С. 223-228.

213. Хованский А.Д. Оценка загрязнения растений / Методическое

пособие. - Ростов-на-Дону: РГУ, 1994. - 31с.

214. Хорошкин М.Н., Хорошкин Б.М. Микроэлементы в почвах и

кормах Ростовской области. - Персиановка, 1979. - 39с.

215. Цаплина М.Л. Распределение и миграция соединений свинца,

кадмия и цинка в дерново-подзолистой почве // Агрохимия. 1992. № 9. С.

106−111.

216. Цемко В.П., Паламарчук И.К. Залуцкая Г. / Микроэлементы в

окружающей среде. Киев, 1980. С. 31.

217. Цинк и кадмий в окружающей среде / Алексеенко В.А.,

Алещукин Л.В., Безпалько Л.Е. и др. – М.: Наука, 1992. 197 с.

218. Чаплыгин В.А., Бурачевская М.В., Чернигина Н.В., Бауэр Т.В.,

Минкина Т.М. Накопление меди, свинца и цинка естественной травянистой

растительностью в условиях воздушного загрязнения // Сборник трудов VI

Международной научно-практической конференции «Экологические

проблемы. Взгляд в будущее». СОЛ «Лиманчик». Ростов-на-Дону, 2010. С.

439-441.

219. Черных Н.А. Влияние различного содержания цинка, свинца и

кадмия в почве на состав и качество растительной продукции: Автореферат

диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук.

М., 1988. 27 с.

220. Черных Н.А., Милащенко Н.З, Ладонин В.Ф. Экологическая

безопасность и устойчивое развитие. Книга 5. Экотоксикологнческие

аспекты загрязнения почв тяжелыми металлами. Пущино: ОНТИ ПНЦ РАН,

164

2001. 148 с.

221. Шаймухаметов М.Ш. К методике определения поглощенных Са и

Мg в черноземных почвах // Почвоведение. 1993. N 12. С. 105-111.

222. Шашурин М.М., Журавская А.Н. Изучение адаптивных

возможностей растений в зоне техногенного воздействия // Экология. 2007.

№ 2. С. 93-98.

223. Школьник М.Я. Микроэлементы в жизни растений. – Л.: Наука,

1974. - 323 с.

224. Шульга И.А. Почвы пастбищ и сенокосов степной части Северо-

Кавказского края // Ежегодник по изучению почв Северного Кавказа за 1928

г. Секция почвоведение. 1929. - Т. 2. - С. 77-85.

225. Шуравилин А.В., Хемдан И.М. Мабрук., Муромцев Н.А.

Содержание тяжёлых металлов в почвах и кормовых растениях южно-

таежной зоны // Экология. № 4. 2008. С. 68-70.

226. Эзау К. Анатомия семенных растений [в 2-х кн.] = Anatomy of

Seed Plants / пер. с англ. А. Е. Васильева, Ю. В. Гамалея; Под ред. акад. А. Л.

Тахтаджяна. — М: Мир, 1980. — Т. 2. — 218 с.

227. Экология Новочеркасска. Проблемы, пути решения // Под ред.

Белоусовой Н.В. Ростов н/Д.: СКНЦВШ, 2001. 393 с.

228. Экологический паспорт г. Новочеркасска. Отчёт о результатах

крупномасштабных геохимических и радиометрических исследований

экологической обстановки. - Новочеркасск, 1995. - 178 с.

229. Экономическая оценка сельскохозяйственных угодий Ростовской

области / Под ред. А.С. Чешева, Е.М. Цвылева. - Ростов-на-Дону: Изд-во

РГУ, 1991. - 240с.

230. Юмашев Н.П., Трунов И.А. Почвы Тамбовской области / моногр.

Мичуринский государственный аграрный университет, 2006.

231. Якушкина Н.И., Бахтенко Е.Ю. Физиология растений // Москва:

Изд-во «Владос», 2004. С. 464.

232. Adriano D.C. Trace elements in terrestrial environments. New York,

165

Berlin, Heidelberg: Springer-Verlag, 2001. - 615 p.

233. Alloway B.J. Heavy metals in soils. Blackie, London. UK, 1990.

234. Antonovics J., Bradshaw A.D., Turner R.G. // Advances Ecol. Res.

1971. V. 7. №1. Р.1.

235. Baker A.J.M. Accumulators and excluders -strategies in the response

of plants to heavy metals // J. Plant Nutrition, 1981. Vol. 3. P. 643-654.

236. Beavinglon F. Contamination of soil with zinc, copper, lead and

cadmium in the Wollongong city area, — Australian Journal of Soil Research.

1973. v. II. N I. p. 27-31.

237. Beker D.E.. Chesnm L. Chemical monitoring of soil for

environmental quality animal and health // Advances in Agronomy 1975. V. 27. P

306-366.

238. Blume H.P. Handbuch des Bodenschutzen: Bodenkologie und

delastung vobeugende und abwehrende Schutzma Znahmen. – 2. Auflage-

Landsberg / Lech: ekomed. – 1992. – 794 S.

239. Bowen H.J.M. Environmental chemistry of the elements. N.Y.: Acad.

Press. 1979. 333 р.

240. Bradshaw A.D., McNailly T., Gregory R.P.G. // Brit. Ecol. Soc.

Sympos. 1965. V. 5. P. 327.

241. Сагу E. E., Allaway W. H., Olson О. E., Control of chromium

concentrations in food plants. I. Absorption and translocation of chromium in

plants. II. Chemistry of chromium in soils and its availability to plants. J. Agric.

Food Chem., 25, I, 300; II, 305, 1977.

242. Chumbley C. Permissible levels of toxic metals in sewage used on

agricultural land. Agric Dev. Advisory Serv. Pap. № 10, Ministry of Agric,

England, 1971, p. 12.

243. Clemens S, Palmgren M.G-, Kramer U. A long way ahead:

understanding and engineering plant metal accumulation // Trends Plant Sci. 2002.

V. 7. № 7. R 309-315.

244. Cottenie A., Dhaese A., Camerlynck R. Plant quality response to the

166

uptake of polluting elements // Qual. Plantarum. – 1976. Vol. 26, N 3. – P, 293-

319.

245. Davis R. D., Beckett P. H. Т., Wollan Е., Critical levels of twenty

potentially toxic elements in young spring barley, Plant Soil, 49, 395, 1978.

246. Davis B.E. Trace element pollution // Applied Soil Trace Elements /

B. Davis. –Chichester – N.Y/ etc.: John Wiley and Sons, 1980. – P. 287-352.

247. Definition des teneurs «normales» des elements en trace de certains

sols Belges en tant gue critere des base pour la detection et «Interpretation de la

pollution des sols en general / De Tammerman // Revue de 1» Agricculture. 1982.

№ 2. Р. 1216-1263.

248. De Vos C.H.R., Schat H., De Waal M.A.M., Vooijs R., Ernst W.H.O.

Increased resistance to copper-induced damage of the root cell plasmalemma in

copper tolerant Silene cucubalus // Physiol Plant. 1991. V. 82. № 4. P. 523-528.

249. Dushenkov S. М. Kapulnik Y. Blaylock М. Phytoremediation: a novel

approach to an old problem // Global Environmental Biotechnology. Ed. Wise D.L.

Amsterdam : Elsevier Science B.V. 1997. P. 563-572.

250. Ernst W.H.O. // Effects of air pollutants. Cambridge: Univ. press,

1976. P. 115.

251. Ernst W.H.O. Evolution of metal tolerance in higher plants // For.

Snow Landsc. Res. 2006. V. 80 № 3 P. 251-274.

252. Filgueiras A.V., Lavilla I. and Bendicho C. Chemical sequential

extraction for metal partitioning in environ mental soil samples // J. Environ.

Monit. 2002. V. 4. P. 823–857.

253. Folkeson L., Lleavy-melal accumulation in the moss Pleurozium

schreberi in the surroundings of two peat-fired power plants in Finland, Ann. Bott.

Fenn, 18, 245, 1981.

254. Freedman B. Environmental ecology. The impacts of pollution and

other stresses on ecosystem structure and function. San Diego: Acad. Press, 1989.

424 p.

255. Gough L. P., Severson R. C, Impact of point source emission from-

167

phos-phate processing on the element content of plants and soils, Soda Spring

Idaho, in: Trace Substance Environ. Health, Vol. 10, Hemphill D. D. Ed'

University of Missouri, Columbia, Mo, 225, 1976.

256. Gough L. P., Shacklette H. Т., Case A. A., Element concentrations

toxic to plants, animals, and man, U.S. Geol. Surv. Bull, 1466, 1979, 80.

257. Hall J.L. Cellular mechanisms for heavy metal detoxification and

tolerance // J. Exp Botany. 2002. V. 53. № 366. P 1-11.

258. Haselhoff E., Lindau G. Die Beschadigung der Vegetation durch

Rauch. Handbuch zur Erkennung und Beurteilung von Rauchschaden. Leipzig:

Gebrtider Bomtraeger, 1903. S. 412.

259. Holland R. Air pollution as affecting plant life // Manchester and

Salford Noxious Vapours Abatement Association Lectures on Air Pollution.

Manchester, 1888. P. 111-125.

260. Horak O., Kinzel H. Typen des Mineralstoffwechsel bei den hoheren

Ptlanzen // Osterr. Bot. Z. 1971. Bd 119. № 4-5. S. 475-495.

261. Jacobson K.B., Turner J.E. The interaction of cadmium and certain

other metal ions with proteins and nucleic acids. Toxicology, 1980. 16:1–37

262. Kabata-Pendias A., Pendias H. Trace elements in soils and plants.

Boca Raton, CRC Press Inc., 1984.

263. Kabata-Pendias A., Pendias H. Trace elements in soils and plants.

London: CRC Press, 2001. 413 p.

264. Kitagishi К., Yamane., Eds, Heavy Metal Pollution in Soils of Japan,

Japan Science Society Press, Tokyo, 1981, 302.

265. Kloke A. Richtwerte’80: Orientirungsolaten für tolerieebare

Gesamtgehalte einiger Elemente in Kulturböden // Mitt.VDLUFA. 1980. H.2. 25p.

266. Macnair M. R. // Heredity. 1983. V. 50. P. 283.

267. Marschner H. The mineral nutrition of higher plants. London:

Academic Press, 1995. 889 p.

268. Mertz W., Angino E. E., Cannon H. L., Hambidge K. AL, Voors A.

W., Chromium, in: Geochemistry and the Environment, Vol. 1, Mertz W., Ed,

168

N.A.S, Washington, D.C., 1974, 29.

269. Mertz W., Chromium occurrence and function in biological systems,

Physiol. Rev, 49, 163, 1969.

270. Mikko Sillanpaa. Micronutrient. Assessment at the country level: an

international study // FAO SOIL BULLETIN 63. – Rome, 1990. 208 p.

271. Mikko Sillanpaa, Hakan Jonsson. Status of cadmium, lead, cobalt, and

selenium in soil and plants of thirty countries // FAO SOIL BULLETIN 65. –

Rome, 1992. 195 p.

272. Muncha V., Muncha R. Stidium vplyvu automobivych imisii na obsah

kadmia v rastlinach // Agrochemia. 1987. T. 27. N. 3. P.85.

273. Neumann G., Romheld V. Root-induced changes in availability of

nutrients in the rhizosphere // Plant roots / Waisel Y., Eshel A., Kafkafi U. Eds.

New York, 2002. P. 617-649.

274. Odum E.P. Trends expected in stressed ecosystems // Bioscience.

1985. V. 35. № 7. P. 419-422.

275. Over-expression of a Arabidopsis gene related to putative zinc-

transporter genes from animals can lead to enchancet zinc resistance and

accumulation / B.J. Van der Zaal, L.W. Neuteboom, J.E. Pinas [et al.] // Plant

Physiol. 1999. V. 119. P. 1047-1055.

276. Paschke M W., Redente E.F. Copper toxicity thresholds for important

restoration grass species of the western United States // Env Toxicol. Chem. 2002.

V. 21. № 12. P. 2692-2697.

277. Prasad M. N. V., Hagemeyer J (Eds.). Heavy Metal Stress in Plants. -

Berlin, Springer, 1999. – 401 p.

278. Rapport D.J., Whitford W.G. How ecosystems respond to stress -

Common properties of arid and aquatic systems // Bioscience. 1999. V. 49. № 3. P.

193-203.

279. Robson A.D., Pitman M.G. Interactions between nutrients in higher

plants // Encyclopedia of Plant Physiology. New series / Lauchli A., Bieleski R.L.

Eds. \bl. ISA. Berlin and New York: Springer Verlag, 1983. P. 147-180.

169

280. Rout G.R., Das P. Effect of metal toxicity on plant growth and

metabolism: I. Zinc. Agronomie, 2003. V.23, P. 3-11.

281. Sass B.M., Rai D. Solubility of amorphous chromium(III) iron(III)

hydroxide solid solution // Inorg. Chem. 1987. V. 26. P. 2228–2232.

282. Schroeder H. A., Balassa J.J., Tipton I.H., Abnormal trace metals in

man: chromium, J. Chron. Dis., 15, 941, 1962.

283. Shakery A., Razikordmahalleh L., Ghasemi M.R., Modabberi S.

Distribution of soil heavy metal contamination in Hashtgerd, Iran // Proceedings of

the International Soil Science Congress on Management of Natural Resources to

Sustain Soil Health and Quality / Eds. R. Kizilkaya, C. Gulser, O. Dengiz Samsun.

Turkey: Ondokuz Mayis University, 2010. P. 433–438.

284. Smilde К. W.// PUnt and Soil. 1981. V. 62. № 1. P. 3.

285. Smith W.H. Air pollution and forests. Interactions between air

contaminants and forest ecosystems. N.Y. et al : Springer Verlag, 1981. 378 p.

286. Steffens J.C. The heavy metal-binding peptides of plants // Ann. Rev.

Plant Physiol. Plant Mol. Biol., 1990. Vol. 41. P. 553-575.

287. Stoklasa J. Die Beschadigung der Vegetation durch Rauchgase und

Fabriksexhalationen. Berlin, Vienna: Urban und Schwarzenberg, 1923. XXIV. 487

S.

288. Swinncn J., van Veen J.A., Merckx R. Carbon fluxes in the

rhizosphere of winter wheat and spring barley conventiaonal vs integrated fanning

// Soil Biol, and Biochem. 1995. V. 27. № 6. P. 811-820.

289. The molecular physiology of heavy metal transport in Zn and Cd

hyperaccumulator Thlaspi caerulescens / N.S. Pence, P.B. Larsen, S.D. Ebbs [et

al.] // Proceeding of the National Academy of Sciences, USA, 2000. V. 97. P.

4956-4960.

290. Tiffin L. O, The form and distribution of metals in plants: an

overview, in: Proc. Hanford Life Sciences Symp. U.S. Dapartment of Energy,

Symposium Series, Washington, D.C, 1977, 315.

291. Tiller К. G, The interactions of some heavy metal cations and silicic

170

acid at low concentrations in the presence of clays, in: Trans. 9th Int. Soil Sci.

Congr., Part 2, Adelaide, 1968. P.567.

292. Tinker P. В., Levels distribution and chemical forms of trace elements

in food plants, Philos. Trans. R. Soc. London, 294b, 41, 1981.

293. Turner M. A., Rust R. А, Effects of chromium on growth and mineral

nutrition of soybeans, Soil Sci. Soc. Am. Proc, 35, 755, 1971.

294. Verkleij J.A., Van Hoof N., Chardonnens A.N. et al. Mechanisms of

heavy metal resistance in Silene vulgaris // Plant nutrition - Food security and

sustainability of agro-ecosystems/Eds.: Horst W.J. et al. Kluwer Academic Press,

2001. P. 446-447.

295. Verloo М., Coftenie А , Landschoot G. Analytical and biological

criteria with regard to soil pollution // Landwirtschaftliche Forschung:

Kongressband. 1982. S.-H. 39. P. 394-403.

296. Wagner J.G., Krotz R.M. // Metal ion honeostasit. / Eds Hamer D.H.,

Winge D.R.N. Y.: A.R. Liss, 1989.P. 325.

297. Wallace A., Romney E.M., Kinnear J., Alexander G.V. Single and

multiply trace metal excess effect on three different plant species// J. Plant. Nutr. -

1980. - V.2, №1-2. - P.11-23.

298. Wedepohl K.H., Ed., Handbook of Geochemistry, Springer-Verlag,

Berlin, 1969-1974 (several volumes).

299. White P.J., Brown P.H. Plant nutrition for sustainable development

and global health// Annals of Botany. 2010. V. 105. P. 1073-1080.

300. Wilkins D.A. A technique for the measurement of lead tolerance in

plants // Nature. 1957. V. 180. № 4575. P. 37-38.

301. Wong S.C., Li X.D., Zhang G., Qi S.H., Min Y.S. Heavy metals in

agricultural soils of the Pearl River Delta, South China // Environmental Pollution.

2002. V. 119. P. 33–44.

302. Woodwell G.M. Effects of pollution on structure and physiology of

ecosystems // Science. 1970. V. 168 № 3930 P. 429-433.

303. Yin Y., Impellitteri C.A., You S.J., Allen H.E. The importance of

171

organic matter distribution and extract soil: solution ratio on the desorption of

heavy metals from soils // Science of the Total Environment. 2002. V. 287. P. 107–

119.

172

ПРИЛОЖЕНИЯ

173

Приложение 1. Общее содержание Pb в почвах территорий, прилегающих к ГРЭС, мг/кг

Площадка

Направление и

расстояние от

источника, км 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 сред

1 1,0 СВ 39* 40 38 42 41 43 39 43 45 41 44 41 48 43

2 3,0 ЮЗ 18 21 19 24 17 23 20 24 22 26 23 13 24 20

3 2,7 ЮЗ 28 27 29 28 27 30 28 29 31 37 33 27 36 30

4 1,6 СЗ 64 63 66 64 65 68 66 67 69 65 68 66 74 64

5 1,2 CЗ 61 60 58 59 61 62 60 63 65 54 59 62 53 59

6 2,0 СЗ 59 61 60 62 60 63 62 63 61 57 53 40 51 57

7 1,5 С 32 30 33 31 34 32 33 34 30 39 33 20 38 31

8 5,0 СЗ 43 37 45 39 44 47 45 43 47 48 42 28 36 41

9 15,0 СЗ 25 24 23 26 27 26 24 25 27 35 31 33 41 28

10 20,0 СЗ 36 38 37 36 39 35 38 38 36 43 38 38 30 38

11 1,7 ЮВ - - - - - - - - - - - - 21 20

12 1,1 В - - - - - - - - - - - - 15 14

*превышение ПДК для почв (ПДК Pb=32 мг/кг)

174

Приложение 2. Общее содержание Cd в почвах территорий, прилегающих к ГРЭС, мг/кг

*превышение ПДК для почв (ПДК Cd= 0,5 мг/кг)

Площадка Направление и расстояние

от источника,

км

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 сред

1 1,0 СВ 0,6* 0,6 0,5 0,5 0,6 0,7 0,7 0,7 0,5 0,8 0,6 0,9 0,5 0,6

2 3,0 ЮЗ 0,5 0,5 0,6 0,5 0,6 0,5 0,5 0,6 0,8 0,7 0,9 0,8 0,4 0,6

3 2,7 ЮЗ 0,5 0,4 0,4 0,5 0,5 0,5 0,6 0,5 0,3 0,3 0,5 0,3 0,7 0,5

4 1,6 СЗ 0,9 0,8 0,9 1,0 1,0 1,0 1,1 1,1 0,9 1,2 1,0 1,5 0,9 1,0

5 1,2 CЗ 1,0 0,9 1,2 1,1 1,3 1,3 1,2 1,3 1,5 1,7 1,3 2,2 1,0 1,3

6 2,0 СЗ 0,9 0,9 0,9 1,0 1,0 1,1 1,2 1,1 0,9 1,2 1,0 1,7 0,9 1,1

7 1,5 С 0,5 0,5 0,6 0,6 0,6 0,6 0,7 0,7 0,6 0,6 0,7 0,4 0,7 0,6

8 5,0 СЗ 0,5 0,4 0,4 0,5 0,5 0,5 0,4 0,5 0,6 0,8 1,1 0,9 0,4 0,6

9 15,0 СЗ 0,3 0,2 0,2 0,3 0,3 0,2 0,3 0,3 0,4 0,2 0,3 0,4 0,1 0,3

10 20,0 СЗ 0,3 0,2 0,4 0,1 0,3 0,4 0,1 0,4 0,2 0,3 0,3 0,4 0,1 0,3

11 1,7 ЮВ - - - - - - - - - - - - 0,2 0,3

12 1,1 В - - - - - - - - - - - - 0,4 0,4

175

Приложение 3. Общее содержание Zn в почвах территорий, прилегающих к ГРЭС, мг/кг

Площадка Направление и расстояние

от источника,

км

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 сред

1 1,0 СВ 105* 104 106 105 108 109 107 108 105 101 99 100 98 104

2 3,0 ЮЗ 77 79 76 80 78 81 80 79 81 77 85 69 81 74

3 2,7 ЮЗ 100 98 99 97 100 98 100 101 99 104 108 89 100 99

4 1,6 СЗ 107 106 109 105 107 108 110 112 117 119 116 119 104 112

5 1,2 CЗ 139 137 141 140 138 142 140 143 140 136 141 99 151 138

6 2,0 СЗ 114 113 115 117 116 115 117 119 121 114 119 97 106 113

7 1,5 С 91 90 93 92 90 94 94 95 97 92 96 75 93 91

8 5,0 СЗ 113 112 110 115 113 114 112 116 116 125 120 113 126 114

9 15,0 СЗ 78 82 79 81 83 79 77 82 80 97 87 90 75 82

10 20,0 СЗ 73 70 71 73 72 74 72 75 77 86 79 85 98 79

11 1,7 ЮВ - - - - - - - - - - - - 108 124

12 1,1 В - - - - - - - - - - - - 52 36

*превышение ПДК (ПДК Zn= 100 мг/кг)

176

Приложение 4. Общее содержание Cu в почвах территорий, прилегающих к ГРЭС, мг/кг

Площадка Направление и расстояние

от источника,

км

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 сред

1 1,0 СВ 52 50 52 50 50 51 50 54 52 52 48 53 41 51

2 3,0 ЮЗ 44 46 42 43 45 46 46 46 48 40 47 24 45 42

3 2,7 ЮЗ 52 50 50 48 51 48 53 54 52 65* 58 60 65 55

4 1,6 СЗ 74 75 76 74 76 76 74 74 76 66 69 53 74 71

5 1,2 CЗ 55 59 62 62 57 63 60 64 66 68 60 47 73 61

6 2,0 СЗ 53 56 62 57 60 57 61 63 60 50 58 56 69 58

7 1,5 С 38 37 40 39 37 40 41 42 43 47 52 54 41 43

8 5,0 СЗ 61 59 56 60 59 62 58 59 61 66 62 61 53 59

9 15,0 СЗ 41 33 37 36 41 38 35 38 43 49 53 53 42 42

10 20,0 СЗ 39 40 36 35 41 33 36 40 38 48 55 56 40 42

11 1,7 ЮВ - - - - - - - - - - - - 38 44

12 1,1 В - - - - - - - - - - - - 25 23

*превышение ПДК (ПДК Cu= 55 мг/кг)

177

Приложение 5. Общее содержание Ni в почвах территорий, прилегающих к ГРЭС, мг/кг

Площадка Направление и расстояние

от источника,

км

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 сред

1 1,0 СВ 58 60 57 53 59 57 55 61 56 64 58 65 49 59

2 3,0 ЮЗ 38 37 32 35 33 40 35 39 41 32 38 25 45 36

3 2,7 ЮЗ 45 44 48 50 49 42 50 50 48 53 47 57 66 51

4 1,6 СЗ 59 58 63 61 64 62 65 63 68 62 67 75 80 66

5 1,2 CЗ 63 61 62 60 61 64 66 62 65 74 63 53 75 65

6 2,0 СЗ 61 58 63 60 62 61 65 61 67 51 54 66 49 60

7 1,5 С 53 52 50 54 54 55 54 54 51 68 63 63 42 55

8 5,0 СЗ 54 54 54 55 55 54 55 55 58 63 55 63 45 56

9 15,0 СЗ 37 35 38 37 35 37 37 35 39 47 52 57 47 42

10 20,0 СЗ 36 39 38 38 35 38 38 34 32 41 47 56 62 42

11 1,7 ЮВ - - - - - - - - - - - - 47 53

12 1,1 В - - - - - - - - - - - - 28 33

ПДК Ni= 85 мг/кг

178

Приложение 6. Общее содержание Mn в почвах территорий, прилегающих к ГРЭС, мг/кг

Площадка Направление и расстояние

от источника,

км

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 сред

1 1,0 СВ 886 890 891 885 887 892 889 891 939 925 923 963 910 909

2 3,0 ЮЗ 619 586 572 590 598 629 611 627 618 623 628 446 605 590

3 2,7 ЮЗ 621 614 631 618 639 642 625 635 641 670 663 731 680 650

4 1,6 СЗ 897 871 888 904 893 907 881 909 1037 1025 1034 947 913 942

5 1,2 CЗ 899 902 891 905 908 906 909 907 899 864 895 838 903 892

6 2,0 СЗ 937 940 934 939 945 942 944 938 946 910 951 890 906 940

7 1,5 С 839 834 842 838 850 853 847 849 854 932 918 902 869 870

8 5,0 СЗ 736 740 741 735 739 744 736 733 724 774 653 698 756 747

9 15,0 СЗ 654 652 655 657 660 659 656 654 705 757 711 967 696 718

10 20,0 СЗ 680 683 677 681 675 679 685 686 873 997 910 961 641 768

11 1,7 ЮВ - - - - - - - - - - - - 719 794

12 1,1 В - - - - - - - - - - - - 328 285

ПДК Mn= 1500 мг/кг

179

Приложение 7. Общее содержание Cr в почвах территорий, прилегающих к ГРЭС, мг/кг

*превышение ПДК (ПДК Cr= 90 мг/кг)

Площадка Направление и расстояние

от источника,

км

2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 сред

1 1,0 СВ 130* 128 126 129 132 127 131 129 135 131 126 111 137 127

2 3,0 ЮЗ 82 84 82 85 87 84 86 87 85 84 88 87 74 83

3 2,7 ЮЗ 109 113 110 109 111 113 112 113 108 119 115 110 121 113

4 1,6 СЗ 135 130 134 133 138 136 140 139 141 145 139 102 148 133

5 1,2 CЗ 142 143 145 144 146 145 147 147 152 143 148 104 146 139

6 2,0 СЗ 131 140 139 132 138 141 134 142 139 135 141 106 140 133

7 1,5 С 130 136 133 132 138 131 139 137 142 134 138 112 135 131

8 5,0 СЗ 129 127 125 128 131 125 131 128 125 131 126 125 112 125

9 15,0 СЗ 105 101 106 99 103 109 107 111 103 100 99 112 106 105

10 20,0 СЗ 110 106 108 105 107 109 104 107 101 106 100 118 108 107

11 1,7 ЮВ - - - - - - - - - - - - 105 104

12 1,1 В - - - - - - - - - - - - 83 67

180

Приложение 8. Зольность надземной и корневой части полыни австрийской

(2008-2012 гг.)

№ площадки Направление и расстояние от НчГРЭС, км

Содержание в надземной части, мг/кг

% от сух. массы

Содержание в корневой части, мг/кг

% от сух. массы

1 1,0 СВ 54 5,4 44 4,4

2 3,0 ЮЗ 65 6,5 56 5,6

3 2,7 ЮЗ 46 4,6 33 3,3

4 1,6 СЗ 99 9,9 62 6,2

5 1,2 СЗ 58 5,8 42 4,2

6 2,0 ССЗ 58 5,8 47 4,7

7 1,5 С 37 3,7 50 5,0

8 5,0 СЗ 34 3,4 59 5,9

9 15,0 СЗ 25 2,5 34 3,4

10 20,0 СЗ 59 5,9 169 17,0

2А 3,0 ЮЗ (А) 65 6,5 67 6,7

2Б 3,0 ЮЗ (Б) 40 4,0 61 6,7

8А 5,0 СЗ (А) 50 5,0 24 2,4

8Б 5,0 СЗ (Б) 112 11,2 53 5,3

Среднее 56 5,6 57 5,7

181

Приложение 9. Зольность надземной и корневой части тысячелистника

обыкновенного, г/кг (2008-2012 гг.)

№ площадки

Направление и расстояние от НчГРЭС, км

Содержание в надземной части

% от сух. массы

Содержание в корневой части

% от сух. массы

2 3,0 ЮЗ 55,4 5,5 48,3 4,8

3 2,7 ЮЗ 69,2 7 49,5 5

4 1,6 СЗ 59,5 6 215 21,5

5 1,2 СЗ 51,4 5,1 38,9 3,9

6 2,0 ССЗ 67,2 6,7 48,8 4,9

8 5,0 СЗ 70,4 7 42 4,2

9 15,0 СЗ 13,5 1,4 43 4,3

10 20,0 СЗ 15,6 1,6 58 5,8

2А 3,0 ЮЗ (А) 45 4,5 50,7 5,1

2Б 3,0 ЮЗ (Б) 79,6 8 51,7 5,2

8А 5,0 СЗ (А) 66,5 6,7 68 6,8

8Б 5,0 СЗ (Б) 82,1 8,2 52,3 5,2

Среднее 56,3 5,6 63,8 6,4

182

Приложение 10. Зольность надземной и корневой частей амброзии

полыннолистной, г/кг (2008-2012 гг.)

№

площадки

Направление

и расстояние

от НчГРЭС,

км

Содержание

в надземной

части

% от сух.

массы

Содержание

в корневой

части

% от

сух.

массы

1 1,0 СВ 72 7,2 46 4,6

2 3,0 ЮЗ 129,8 13 105,7 10,6

3 2,7 ЮЗ 79 7,9 54,9 5,5

4 1,6 СЗ 42 4,2 48,7 4,9

5 1,2 СЗ 44,5 4,5 46,3 4,6

6 2,0 ССЗ 100,5 10,1 64,6 6,5

7 1,5 С 111,9 11,2 62,4 6,2

8 5,0 СЗ 112,6 11,3 55,9 5,6

10 20,0 СЗ 126,8 12,7 126 12,6

11 1,7 ЮВ 92 9,2 38,7 3,9

2А 2,7 ЮЗ (А) 101 10,1 46,6 4,7

2Б 3,0 ЮЗ (Б) 64,2 6,4 40 4

6А 2,0 ССЗ (А) 120,6 12,1 71,2 7,1

8Б 5,0 СЗ (Б) 85 8,5 77,7 7,8

Среднее 91,6 9,2 63,2 6,3

183

Приложение 11. Зольность надземной и корневой частей пырея ползучего,

г/кг (2008-2012 гг.)

№

площадки

Направление и

расстояние от

НчГРЭС, км

Содержание в

надземной

части

% от

сух.

массы

Содержание

в корневой

части

% от

сух.

массы

1 1,0 СВ 83 8,3 102,4 10,2

2 3,0 ЮЗ 40 4 90 9

5 1,2 СЗ 66 6,6 68 6,8

6 2,0 ССЗ 67 6,7 80,6 8,1

7 1,5 С 77 7,7 66,5 6,7

9 15,0 СЗ 66,1 6,6 90 9

10 20,0 СЗ 64 6,4 309,5 31

2А 3,0 ЮЗ (А) 74,5 7,5 68,3 6,8

Среднее 67,2 6,7 109,4 11

Приложение 12. Зольность надземной и корневой частей пижмы

обыкновенной, г/кг (2008-2012 гг.)

№

площадки

Направление

и расстояние

от НчГРЭС,

км

Содержание в

надземной

части

% от сух.

массы

Содержание

в корневой

части

% от сух.

массы

3 2,7 ЮЗ 43,8 4,4 51 5

5 1,2 СЗ 89,2 9 50,4 5

6 2,0 ССЗ 20,9 2 62 6,2

8 5,0 СЗ 49,7 5 14,6 1,5

9 15,0 СЗ 34,5 3,5 41 4

10 20,0 СЗ 31,8 3,2 35,5 3,6

Среднее 45 4,5 42,4 4,2

184

Приложение 13. Зольность надземной и корневой частей цикория

обыкновенного, г/кг (2008-2012 гг.)

№

площадки

Направление и

расстояние от

НчГРЭС, км

Содержание в

надземной

части

% от

сух.

массы

Содержание в

корневой

части

% от

сух.

массы

5 1,2 СЗ 71 7,1 62 6,2

6 2,0 ССЗ 63 6,3 35,4 3,5

9 15,0 СЗ 64,8 6,5 30,6 3,1

10 20,0 СЗ 62,3 6,2 25,7 2,6

12 1,1 В 61,4 6,1 49,9 5

2Б 3,0 ЮЗ (Б) 72,5 7,3 38 3,8

8Б 5,0 СЗ (Б) 76,8 7,7 49,3 4,9

Среднее 67,4 6,7 41,5 4,2

185

Приложение 14 Флористический состав площадки № 2.

Семейство, вид Долевое участие по количеству экземпляров (%)

2008 2009 2010 2011 2012 Сем. Мятликовые – Poaceae

1. Пырей ползучий – Elytrigia repens L. 2. Мятлик луговой – Poa pratensis L. 3. Костер кровельный – Bromopsis tectorum L. 4. Овес пустой – Avena fatua L.

32,0 15,8 7,6 5,2 3,4

31,7 16,3 7,8 4,4 3,2

32,0 16,4 7,8 4,2 3,6

32,6 17,0 8,8 3,2 2,8

33,4 17,8 8,8 3,4 3,4

Сем. Астровые – Asteraceae 5. Амброзия полыннолистная – Ambrosia artemisiifolia L. 6. Тысячелистник благородный – Achillea nobilis L. 7. Полынь австрийская – Artemisia austriaca Jacq. 8. Полынь метельчатая – Artemisia scoparia Waldst. 9. Дурнишник зобовидный – Xanthium strumarium L. 10. Крестовник обыкновенный – Senecio vulgaris L. 11. Василек раскидистый – Centaurea diffusa Lam. 12. Цикорий обыкновенный – Cichorium intybus L. 13. Чертополох поникающий – Carduus nutans L. 14. Бодяк обыкновенный – Cirsium vulgare (Savi.)

48,6

8,4 12,4 8,4 3,2 2,8 3,4 4,2 2,8 1,8 1,2

48,1

8,0 12,6 9,0 3,2 2,6 3,2 4,4 3,1 1,6 1,4

48,4

7,8 10,8 9,6 3,4 3,0 3,6 4,6 3,0 1,2 1,4

48,0

7,2 10,0 10,6 3,4 3,2 3,4 4,6 3,0 1,4 1,2

47,0 7,2 9,4 12,0 3,2 2,8 3,2 4,0 2,8 1,2 1,2

Сем. Бобовые – Fabaceae 15. Люцерна хмелевидная – Medicago lupulina L.

9,6 9,6

9,4

9,2

9,4

Сем. Маревые – Chenopodiaceae 16. Солянка обыкновенная – Salsola australis R. Br.

5,2

5,4

4,8

4,6

4,8

Сем. Сельдерейные – Apiaceae 17. Синеголовник полевой – Eryngium campestre L. 18. Морковь дикая – Daucus carota L.

4,6 2,8 1,8

5,2 3,0 2,2

5,4 3,4 2,0

5,6 3,4 2,2

5,4 3,2 2,2

186

Приложение 15 Флористический состав площадки № 3.

Семейство, вид Долевое участие по количеству экземпляров (%)

2008 2009 2010 2011 2012 Сем. Мятликовые – Poaceae

1. Пырей ползучий – Elytrigia repens L. 2. Костер кровельный – Bromopsis tectorum L. 3. Овес пустой – Avena fatua L.

14,0 4,8 5,6 3,6

13,8 5,2 5,4 3,2

14,1 5,0 5,9 3,2

14,4 5,6 5,8 3,0

14,4 5,2 5,8 3,4

Сем. Астровые – Asteraceae 4. Тысячелистник благородный – Achillea nobilis L. 5. Амброзия полыннолистная – Ambrosia artemisiifolia L 6. Полынь австрийская – Artemissia austriaca Jacq. 7. Пижма обыкновенная – Tanacetum vulgare L. 8. Ромашка ободранная – Chamomilla recutita L. 9. Дурнишник зобовидный – Xanthium strumarium L. 10. Крестовник обыкновенный – Senecio vulgaris L. 11. Цикорий обыкновенный – Cichorium intybus L. 12. Бодяк обыкновенный – Cirsium vulgare (Savi.)

70,8 19,8

14,6 10,6 8,6 4,2 2,8 4,4 3,0 2,8

68,7 20,3

12,2 10,8 8,8 3,8 2,3 4,7 3,6 2,4

68,0 21,4

10,2 11,2 8,8 3,6 2,6 4,6 3,4 2,2

69,6 21,2

9,6 11,0 9,3 3,6 2,4 4,9 3,2 4,4

68,7 21,6 8,2 11,4 10,8 4,0 2,2 5,0 2,8 2,7

Сем. Бобовые – Fabaceae 13. Люцерна хмелевидная – Medicago lupulina L.

2,8 3,3

3,4

2,4

2,8

Сем. Норичниковые – Scrophulariaceae 14. Льнянка обыкновенная – Linaria vulgaris Mill.

3,6

3,8

4,1

3,8

4,0

Сем. Капустные – Brassicaceae 15. Клоповник мусорный – Lepidium ruderale L.

2,2 2,8 2,8 2,3 2,6

Сем. Гречишные – Polygonaceae 16. Гречиха птичья – Polygonum aviculare L.

3,8 4,4 4,2 4,1 4,3

Сем. Сельдерейные – Apiaceae 17. Морковь дикая – Daucus carota L.

2,8 3,2 3,4 3,4 3,2

187

Приложение 16 Флористический состав площадки № 4.

Семейство, вид Долевое участие по количеству экземпляров (%)

2008 2009 2010 2011 2012 Сем. Мятликовые – Poaceae

1. Пырей ползучий – Elytrigia repens L. 2. Овес пустой – Avena fatua L.

12,8 6,2 6,6

13,1 6,3 6,8

13,2 6,4 6,8

13,8 6,0 7,8

17,0 6,8 10,2

Сем. Астровые – Asteraceae 3. Амброзия полыннолистная – Ambrosia artemisiifolia L. 4. Ромашка ободранная – Chamomilla recutita L. 5. Полынь австрийская – Artemisia austriaca Jacq. 6. Латук татарский – Lactuca tatarica L. 7. Чертополох поникающий – Carduus nutans L. 8. Бодяк обыкновенный – Cirsium vulgare (Savi.)

30,6

8,4 3,4 10,4 2,8 2,4 3,2

30,8

8,8 3,6 10,2 2,6 2,2 3,4

31,2

8,8 3,8 10,4 2,0 2,6 3,6

30,2

9,2 3,0 9,8 2,2 2,4 3,6

28,6

10,0 3,4 7,2 2,8 2,2 3,0

Сем. Маревые – Chenopodiaceae 9. Марь белая – Chenopodium album L. 10. Лебеда раскидистая – Atriplex patula L.

11,8 2,4 9,4

11,6 2,6 9,0

11,2 2,4 8,8

11,6 2,0 8,6

8,5 2,4 6,1

Сем. Молочайные – Euphorbiaceae 11.Молочай лозный – Euphorbia virgata Waldst. & Kit

7,8 7,4 7,6 7,8 7,9

Сем. Лютиковые – Ranunculaceae 12. Живокость полевая – Consolida regalis S.F.

2,8 2,4 2,4 2,6 3,0

Сем. Вьюнковые – Convolvulaceae 13. Вьюнок полевой – Convolvulus arvensis L.

8,2 8,4 8,0 7,4 6,8

Сем. Коноплевые (Cannabiaceae) 14. Конопля сорная – Cannabis ruderalis Janisch.

10,0 10,2 9,0 9,2 7,6

Сем. Мареновые – Rubiaceae 15. Подмаренник цепкий (Galium aparine L.)

6,6 7,6 7,8 7,4 9,8

Сем. Гречишные – Polygonaceae 16. Гречиха вьюнковая – Polygonum convolvulus L. 17. Гречиха птичья – Polygonum aviculare L.

3,4 1,4 2,0

3,2 1,0 2,2

3,2 1,2 2,0

3,6 1,2 2,4

3,8 1,4 2,4

Сем. Сельдерейные – Apiaceae 18. Морковь дикая – Daucus carota L. 19. Резак обыкновенный – Falcaria vulgaris Bernh.

3,8 1,8 2,0

3,2 1,6 1,6

3,4 1,8 1,6

3,6 1,8 1,8

4,0 1,8 2,2

Сем. Щирицевые – Amaranthceae 20. Щирица жминодовидная – Amaranthu sblitoides S.Wats.

2,2 2,1 2,8 2,8 3,0

188

Приложение 17 Флористический состав площадки № 5.

Семейство, вид Долевое участие по количеству экземпляров (%)

2008 2009 2010 2011 2012 Сем. Мятликовые – Poaceae

1. Пырей ползучий – Elytrigia repens L. 2. Овес пустой – Avena fatua L. 3. Костёр полевой – Bromus arvensis L. 4. Мятлик луговой – Poa pratensis L.

24,4 9,8 3,2 8,6 2,8

22,0 9,2 3,4 6,2 3,2

22,1 9,0 3,9 6,2 3,0

22,8 9,6 3,8 6,0 3,4

22,6 9,2 3,8 6,4 3,2

Сем. Астровые – Asteraceae 5. Тысячелистник благородный – Achillea nobilis L. 6. Амброзия полыннолистная – Ambrosia artemisiifolia L 7. Полынь австрийская – Artemisia austriaca Jacq. 8. Полынь горькая – Artemisia absinthium L. 9. Пижма обыкновенная – Tanacetum vulgare L. 10. Дурнишник зобовидный – Xanthium strumarium L. 11. Цикорий обыкновенный – Cichorium intybus L. 12.Чертополох поникающий – Carduus nutans L.

45,2 9,8

7,6 9,6 4,6 3,2 0,8

8,8 0,8

44,7 9,3

7,2 9,8 4,8 3,8 0,8

8,6 0,4

43,2 9,4

7,2 9,2 4,8 3,4 0,6

8,4 0,2

43,5 9,2

9,6 9,0 4,3 3,4 0,4

7,2 0,4

44,2 9,6

9,2 9,4 4,8 3,6 0,4

6,8 0,4

Сем. Бобовые – Fabaceae 13. Донник желтый – Melilotusof ficinalis L. Pall

2,3 2,7

3,4

2,9

2,6

Сем. Норичниковые – Scrophulariaceae 14. Льнянка обыкновенная – Linaria vulgaris Mill.

2,5

3,0

4,1

3,8

4,0

Сем. Маревые – Chenopodiaceae 15. Марь белая – Chenopodium album L.

2,4 2,8 2,8 2,7 2,6

Сем. Молочайные – Euphorbiaceae 16. Молочай лозный – Euphorbia virgata Waldst. & Kit

8,8 8,4 8,0 7,2 8,8

Сем. Капустные – Brassicaceae 17. Дискурения Софии – Descurainia sophia (L.) Webb ex Prantl

2,2 2,6 2,8 2,5 2,6

Сем. Гречишные – Polygonaceae 18. Гречиха вьюнковая – Polygonum convolvulus L. 19. Щавель кислый – Rumex acetosa L.

3,8 2,0 1,8

4,2 2,4 1,8

4,4 2,4 2,0

4,2 2,2 2,0

4,0 2,2 1,8

Сем. Мареновые – Rubiaceae 20. Подмаренник цепкий – Galium aparine L.

2,2 2,7 2,0 2,3 2,0

Сем. Сельдерейные – Apiaceae 21. Резак обыкновенный – Falcaria vulgaris Bernh.

2,6 2,8 3,4 3,7 3,2

Сем. Лютиковые – Ranunculaceae 22. Живокость полевая – Consolida regalis S.F.

1,6 1,8 1,8 2,0 1,6

Сем. Вьюнковые – Convolvulaceae 23. Вьюнок полевой – Convolvulus arvensis L.

1,4 1,7 1,4 1,8 1,2

Сем. Мальвовые – Malvaceae 24. Хатьма тюрингийская – Lavatera thuringiaca L.

0,6 0,6 0,6 0,6 0,6

189

Приложение 18 Флористический состав площадки № 6.

Семейство, вид Долевое участие по количеству экземпляров (%)

2008 2009 2010 2011 2012 Сем. Мятликовые – Poaceae

1. Пырей ползучий – Elytrigia repens L. 2. Тонконог – Koeleria glauca Spreng. 3. Мятлик луговой – Poa pratensis L.

16,6 8,8 3,2 4,6

15,8 8,2 3,4 4,2

16,7 8,6 3,9 4,2

16,4 8,6 3,8 4,0

16,4 8,2 3,8 4,4

Сем. Астровые – Asteraceae 4. Тысячелистник благородный – Achillea nobilis L. 5. Амброзия полыннолистная – Ambrosia artemisiifolia L 6. Полынь австрийская – Artemisia austriaca Jacq. 7. Пижма обыкновенная – Tanacetum vulgare L. 8. Цикорий обыкновенный – Cichorium intybus L. 9.Чертополох поникающий – Carduus nutans L. 10. Крестовник обыкновенный – Senecio vulgaris L. 11. Ромашка ободранная – Chamomilla recutita L. 12. Горчак ползучий – Acroptilon repens (L.) DC.

52,6 12,8

8,0 11,6 3,6 10,2 1,8 2,2 1,4 1,0

52,8 12,2

7,8 11,8 3,8 10,4 1,8 2,0 1,6 1,4

51,6 12,4

7,6 11,2 3,8 10,2 1,6 2,2 1,4 1,2

51,9 12,2

8,2 11,0 3,3 10,8 1,4 2,4 1,2 1,4

53,6 12,6

8,2 11,4 3,8 10,6 1,4 2,4 1,8 1,4

Сем. Бобовые – Fabaceae 13. Донник белый – Melilotus alba L. Pall 14. Вязель пестрый – Coronilla varia (L.) Lassen. 15 Чина луговая – Lathyrus pratensis L. 16. Солодка голая – Glycyrrhiza L. 17. Стальник полевой – Ononis arvensis L

9,3 2,6 2,2 1,7 1,6 1,2

9,4 2,4 2,8 1,4 1,6 1,2

9,5 2,8 2,6 1,3 1,8 1,0

9,9 2,6 2,8 1,5 1,8 1,2

10,0 2,7 2,8 1,2 2,0 1,3

Сем. Норичниковые – Scrophulariaceae 18. Льнянка обыкновенная – Linaria vulgaris Mill.

2,5

2,8

2,6

2,7

2,5

Сем. Маревые – Chenopodiaceae 19. Марь белая – Chenopodium album L.

3,4 3,8 3,8 3,6 3,5

Сем. Молочайные – Euphorbiaceae 20. Молочай лозный – Euphorbia virgata Waldst. & Kit

4,8 4,4 4,4 4,1 4,0

Сем. Гречишные – Polygonaceae 21. Гречиха птичья – Polygonum aviculare L.

3,8 3,9 4,0 4,2 3,7

Сем. Лютиковые – Ranunculaceae 22. Живокость полевая – Consolida regalis S.F. 23. Чернушка дамасская – Nigella damascene L.

3,6 2,6 1,0

3,4 2,6 0,8

3,8 3,0 0,8

3,5 2,7 0,8

3,2 2,4 0,8

Сем. Вьюнковые – Convolvulaceae 24. Вьюнок полевой – Convolvulus arvensis L.

3,4 3,7 3,6 3,7 3,1

190

Приложение 19 Флористический состав площадки № 7.

Семейство, вид Долевое участие по количеству экземпляров (%)

2008 2009 2010 2011 2012 Сем. Мятликовые – Poaceae

1. Пырей ползучий – Elytrigia repens L. 2. Овес пустой – Avena fatua L. 3. Мятлик луговой – Poa pratensis L. 4. Костер кровельный – Bromopsis tectorum L.

30,9 12,8 7,2 6,6 4,3

30,8 12,4 7,6 6,8 4,0

31,6 12,6 7,6 7,2 4,2

34,1 12,6 9,8 7,6 4,1

36,8 12,4 10,8 9,4 4,2

Сем. Астровые – Asteraceae 5. Тысячелистник благородный – Achillea nobilis L. 6. Амброзия полыннолистная – Ambrosia artemisiifolia L 7. Полынь австрийская – Artemisia austriaca Jacq. 8. Пижма обыкновенная – Tanacetum vulgare L. 9. Цикорий обыкновенный – Cichorium intybus L. 10. Василек раскидистый – Centaurea diffusa Lam.

44,2 13,1

8,3 6,6 11,2 3,2 1,8

43,2 13,2

8,8 6,8 8,8 3,4 2,2

43,4 13,4

8,6 6,7 8,9 3,5 2,3

40,6 8,6

10,6 6,0 8,4 4,2 2,8

40,8 8,2

11,2 6,4 8,8 3,8 2,4

Сем. Бобовые – Fabaceae 11. Люцерна желтая (Medicago romanica Prodan.)

3,7 3,8 4,0 4,2 3,6

Сем. Яснотковые – Lamiaceae 12. Чистец прямой – Stachys recta L.

2,9 2,8 2,4 2,6 2,0

Сем. Молочайные – Euphorbiaceae 13. Молочай лозный – Euphorbia virgata Waldst. & Kit

5,2 5,5 5,2 5,1 4,8

Сем. Маревые – Chenopodiaceae 14. Марь белая – Chenopodium album L. 15. Лебеда раскидистая – Atriplex patula L.

4,8 2,0 2,8

4,9 2,1 2,8

5,0 2,2 2,8

5,0 2,3 2,7

4,4 2,0 2,4

Сем. Лютиковые – Ranunculaceae 16. Живокость полевая – Consolida regalis S.F.

3,7 4,2 4,0 4,1 3,6

Сем. Вьюнковые – Convolvulaceae 17. Вьюнок полевой – Convolvulus arvensis L.

4,6 4,8 4,4 4,3 4,0

191

Приложение 20 Флористический состав площадки № 8.

Семейство, вид Долевое участие по количеству экземпляров (%)

2008 2009 2010 2011 2012 Сем. Мятликовые – Poaceae

1. Пырей ползучий – Elytrigia repens L. 2. Овес пустой – Avena fatua L. 3. Тростник обыкновенный – Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steud.

23,4 12,8 7,4

3,2

22,6 12,4 7,4

2,8

23,0 12,0 7,8

3,2

22,5 8,6 10,8

3,1

22,4 8,4 10,8

3,2

Сем. Астровые – Asteraceae 4. Тысячелистник благородный – Achillea nobilis L. 5. Амброзия полыннолистная – Ambrosia artemisiifolia L 6. Полынь австрийская – Artemisia austriaca Jacq.

7. Полынь Лерха – Artemisia Lercheana Web. 8. Пижма обыкновенная – Tanacetum vulgare

L. 9. Цикорий обыкновенный – Cichorium intybus L. 10. Дурнишник зобовидный – Xanthium strumarium L.

43,8 3,8

8,0 7,6 4,2 13,2 4,8 2,2

45,4 4,0

8,8 7,8 4,8 13,4 4,2 2,4

45,7 4,2

8,6 8,2 4,9 13,2 4,4 2,2

46,0 4,6

10,4 10,2 4,4 9,8 4,2 2,4

45,8 4,2

11,2 10,4 4,8 8,4 4,4 2,4

Сем. Розовые — Rosaceae 11. Лапчатка гусиная – Potentilla anserine L.

3,2 3,4 3,0 3,2 3,2

Сем. Молочайные – Euphorbiaceae 12. Молочай лозный – Euphorbia virgata Waldst. & Kit

5,6 5,7 5,2 5,3 5,5

Сем. Подорожниковые – Plantaginaceae

13. Подорожник ланцетовидный – Plantago lanceolata L.

3,4 3,2 3,1 3,4 3,5

Сем. Сельдерейные – Apiaceae 14. Морковь дикая – Daucus carota L.

2,8 2,0 2,8 2,6 2,8

Сем. Гречишные – Polygonaceae 15. Гречиха вьюнковая – Polygonum convolvulus L. 16. Щавель кислый – Rumex acetosa L.

6,5 2,8 3,7

5,6 2,4 3,2

5,8 2,8 3,0

5,0 2,2 2,8

5,2 2,4 2,8

Сем. Маревые – Chenopodiaceae 17. Марь белая – Chenopodium album L.

3,4 3,1 3,2 3,3 3,0

Сем. Лютиковые – Ranunculaceae 18. Живокость полевая – Consolida regalis S.F.

3,7 4,2 4,0 4,2 4,4

Сем. Вьюнковые – Convolvulaceae 19. Вьюнок полевой – Convolvulus arvensis L.

4,6 4,8 4,2 4,5 4,0

192

Приложение 21 Флористический состав площадки № 11.

Семейство, вид Долевое участие по количеству экземпляров (%)

2008 2009 2010 2011 2012 Сем. Мятликовые – Poaceae

1. Пырей ползучий – Elytrigia repens L. 2. Овес пустой – Avena fatua L. 3.Мятлик луговой – Poa pratensis L. 4. Тростник обыкновенный – Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steud. 5. Ковыль Лессинга – Stipa lessingiana Trin. et Rupr

22,4 6,8 5,8 4,6 3,4

1,8

22,2 6,9 5,7 4,6 3,2

1,8

21,7 6,8 5,8 4,3 3,2

1,6

21,6 6,6 5,6 4,2 3,4

1,8

22,0 6,4 5,8 4,4 3,2

2,2

Сем. Астровые – Asteraceae 6. Тысячелистник благородный – Achillea nobilis L. 7. Амброзия полыннолистная – Ambrosia artemisiifolia L. 8. Василек раскидистый – Centaurea diffusa Lam. 9. Полынь австрийская – Artemisia austriaca Jacq.

10. Полынь Лерха – Artemisia lercheana.

11. Пижма обыкновенная – Tanacetum vulgare L. 12. Цикорий обыкновенный – Cichorium intybus L.

56,8 14,4

7,2 3,2 8,2 3,8 6,4 13,6

58,0 14,8

7,8 3,8 8,8 3,4 6,0 13,4

56,4 14,6

7,4 3,4 8,4 3,2 6,2 13,2

56,8 14,8

7,2 3,2 8,4 3,4 6,4 13,4

57,5 14,7

7,1 3,4 8,7 3,4 6,6 13,6

Сем. Бобовые – Fabaceae 13. Солодка голая – Glycyrrhiza L.

4,4 4,6 4,8 4,9 4,6

Сем. Молочайные – Euphorbiaceae 14. Молочай лозный – Euphorbia virgata Waldst. & Kit

6,2 6,3 6,7 6,5 6,4

Сем. Маревые – Chenopodiaceae 15. Марь белая – Chenopodium album L.

4,6 4,1 4,5 4,7 4,5

Сем. Вьюнковые – Convolvulaceae 16. Вьюнок полевой – Convolvulus arvensis L.

5,6 5,7 5,9 5,5 5,0

193

Приложение 22 Флористический состав площадки № 11.

Семейство, вид Долевое участие по количеству экземпляров (%)

2008 2009 2010 2011 2012 Сем. Мятликовые – Poaceae

1. Пырей ползучий – Elytrigia repens L. 2. Костер кровельный – Bromopsis tectorum L. 3. Овес пустой – Avena fatua L.

17,2 9,2 4,8 3,2

17,8 9,4 4,9 3,5

18,0 9,8 4,8 3,4

17,4 9,6 4,6 3,2

17,6 9,4 4,8 3,4

Сем. Астровые – Asteraceae 4. Тысячелистник благородный – Achillea nobilis L. 5. Амброзия полыннолистная – Ambrosia artemisiifolia L. 6. Полынь австрийская – Artemisia austriaca Jacq.

7. Пижма обыкновенная – Tanacetum vulgare L. 8. Цикорий обыкновенный – Cichorium intybus L. 9. Крестовник обыкновенный – Senecio vulgaris L. 10. Бодяк обыкновенный – Cirsium vulgare (Savi.) 11. Чертополох поникающий – Carduus nutans L.

66,1 14,2

12,6 13,4 5,8 12,6 3,5 2,8 1,2

67,9 14,2

12,8 13,8 7,5 12,4 3,2 2,4 1,6

67,6 14,4

12,4 13,6 7,4 12,2 3,2 2,8 1,6

66,8 14,2

12,2 13,2 7,2 12,4 3,4 2,4 1,8

68,4 14,6

12,5 13,4 7,7 12,2 3,6 2,6 1,8

Сем. Бобовые – Fabaceae 12. Солодка голая – Glycyrrhiza L. 13. Донник желтый – Melilotusof ficinalis L. Pall.

5,0 2,8 2,2

4,4 2,4 2,0

4,5 2,6 2,2

4,8 2,2 2,4

4,2 2,4 2,2

Сем. Лютиковые – Ranunculaceae 14. Живокость полевая – Consolida regalis S.F.

1,8 1,4 1,4 1,9 1,6

Сем. Молочайные – Euphorbiaceae 15. Молочай степной – Euphorbia stepposa Zoz ex Prokh.

5,5 4,6 4,7 4,8 4,4

Сем. Сельдерейные – Apiaceae 16. Морковь дикая – Daucus carota L.

1,8 1,6 1,4 1,5 1,3

Сем. Вьюнковые – Convolvulaceae 17. Вьюнок полевой – Convolvulus arvensis L.

2,6 2,3 2,4 2,8 2,5