УДК 616+631.95:631.445.2/.4+633

КРИТЕРІЙ БІОКУМУЛЯЦІЇ ТОКСИЧНИХ ЕЛЕМЕНТІВ В РОСЛИННИЦЬКІЙ ПРОДУКЦІЇ ЯК ГІГІЄНІЧНИЙ ПОКАЗНИК ЇЇ ЯКОСТІ

Н.О. Риженко, кандидат с-г наук, В.М. Кавецький, доктор с-г наук

Інститут екогігієни і токсикології ім. Л.І. Медведя МОЗ України, м. Київ

SUMMARY. The heavy metals row of the spring barley up-taking intensity was determined: Cd > Cu > Zn > Pb. According to plant up-taking criteria the most dangerous metal was cadmium and least dangerous metal was lead. The pattern of Cu, Zn, Pb irregular localization in different phytomass fractions was determined. It was defined that heavy metals contain was decreasing in raw: subterranean phytomass > generative phytomass (grain) >vegetative phytomass (straw). Heavy metals total plant up-taking coefficients depending on different soil pollution levels were determined: Cd 0,54—0,66; Cu 0,45—0,51; Zn 0,26—0,3; Pb 0,15—0,16. Spring barley grain up-taking coefficients were Cd 0,13—0,15; Cu 0,08—0,09; Zn 0,04—0,05; Pb 0,02. Plant up-taking coefficients was a ground of the either crop products quality hygienic assessment or metal's danger evaluation.
Constants of spring barley phytofiltration were calculated by the exponential pattern. Constants of metal's up-taking by total phytomass were Cd — 0,79; Cu — 0,49; Zn — 0,26; Pb — 0,19 year^-1; by grain were Cd — 0,70; Cu — 0,33; Zn — 0,36; Pb — 0,190 year^-1. It gives the possibility to forecast the metal's quantity in total phytomass or grain a certain time term at the following crops vegetative period.

Дослідження природи механізмів та наслідків дії токсикантів на функціонування рослинних організмів є необхідною умовою для розробки гігієнічних нормативів оцінки якості продукції харчування, а, отже, і вивчення питань екології людини. Неможливо розглядати токсичність будь-якого полютанта лише в контексті його небезпечності безпосереднього контакту з людиною, адже деградація навколишнього середовища внаслідок антропогенезу є чи не найбільшою небезпекою її існування [1]. Тому токсичність полютанта оцінюється за прямою та опосередкованою дією (токсикологічна оцінка стосовно безпосередньої дії отрути на людину, і екотоксикологічна — при надходженні полютанта до складових екосистеми: вода, грунт, повітря, біокомпонент. Екотоксикологічна оцінка включає не тільки критерії впливу полютанта на екосистему (зниження фітопродуктивності та зменшення біорізноманіття), але й показники небезпечності надходження забруднювачів за трофічними ланцюгами, тобто біокумуляцію.

Оскільки транслокована до фітокомпонента частка в межах одного вегетаційного періоду становить 5—20% початкової кількості полютанта за імпактного та хронічного типів забруднення, зростає не тільки ризик зниження врожайності до 50%, але й одержання недоброякісної продукції, що є небезпечним для здоров'я людини [1, 2, 3] (рис. 1).

Тому необхідність встановлення закономірностей біокумуляції полютанта у трофічних ланцюгах, кінцевою ланкою яких є людина, очевидна.

Матеріали і методи

Вивчення закономірностей біокумуляції важких металів (ВМ) як токсичних елементів в умовах імпактного забруднення вимагало створення моделі монометалічного забруднення ґрунту у вегетаційному досліді (за практично відсутнього матеріально-енергетичного обміну екосистеми з іншими системами).

Схема вегетаційного досліду передбачала внесення ВМ у грунт дозами:
- Cd — 5, 15, 30, 50, 100 ГДК (валового вмісту), що в перерахунку на елемент становило 15, 45, 90, 150, 300 мг кадмію на 1 кг ґрунту;
- Pb — 5, 10, 15, 30, 50 ГДК (валового вмісту), що в перерахунку на елемент становило 150, 300, 450, 900, 1500 мг/кг ґрунту;
- Cu — 5 ГДК, що в перерахунку на елемент становило 500 мг/кг ґрунту;
- Zn — 5 ГДК, що в перерахунку на елемент становило 1500 мг/кг ґрунту.

Грунт чорнозем типовий потужний малогумусний на лесовидних суглинках (рН сол. — 5,8, вміст гумусу за Тюріним 2,6%, ступінь насиченості основами 82,3%, сума поглинутих основ 15 мг/екв на 100 г ґрунту) під посівом ячменю ярого. Закладка та проведення польового досліду проводились відповідно до загальноприйнятих методик [4]. Повторність — чотириразова. Солі CdSO₄, Pb(NO₃)₂, CuSO₄•7H₂O, ZnCl₂•7H₂O вносили у грунт різною кількістю згідно схеми досліду. Вибір солей був обґрунтований їх розповсюдженням у номенклатурному та територіальному аспектах при забрудненнях екосистем. Екстракцію рухомих та потенційно рухомих форм важких металів у ґрунті проводили 1 н. НСl та сумішшю H₂SO₄ і HClO₄ (за Гінзбургом) у фітомасі ячменю з подальшим визначенням методами хроматографії у тонкому шарі адсорбенту та полярографії [5, 6].

За експоненційними кривими описували динаміку концентрації ВМ у ґрунті та рослинах [7—9]. Аналіз одержаних результатів супроводжувався кореляційним та дисперсійним статистичними методами обробки результатів. Довірча ймовірність становила 0,95. Для встановлення міри мінливості між коефіцієнтами переходу в рамках одного металу використовувався коефіцієнт варіації (n) [8, 9].

Результати та їх обговорення

Рух ВМ із ґрунту в рослини визначається, головним чином, концентрацією в ґрунті їх доступних форм. Кількість останніх, у свою чергу, залежить від валового вмісту ВМ, органічної речовини та мінеральних елементів в ґрунті, його генетико-морфологічної будови тощо [2, 10]. Показником інтенсивності міграції в системі "грунт-рослина" є величина коефіцієнта переходу (Кп), який був розрахований як відношення вмісту металу у фітомасі (мг/кг сухої речовини) до вмісту його рухомих форм у ґрунті (мг/кг) [2, 10]. Залежно від локалізації елемента в рослині розраховували коефіцієнти переходу важких металів у підземній (Кп Ф підз), вегетативній (Кп Ф вег), генеративній (зерно) фракціях фітомаси — (Кп Ф гнр).

На контрольному варіанті найменшими коефіцієнтами переходу відмічався кадмій, його Кп Ф заг становив 0,05. Найбільшим коефіцієнтом переходу характеризувався цинк. Його Кп у загальній фітомасі у фазу повної стиглості становив 1,6 (табл. 1).

Аналіз даних на контрольному варіанті визначає наявність нерівномірної локалізації металів у різних частинах рослинного організму [2, 10]. У контрольних умовах найбільша кількість цинку та міді накопичувалась у підземній фракції фітомаси. Вміст цинку у коренях становив 4,86 мг/кг із 8,48 мг/кг у загальній фітомасі. Найменше накопичення відбувалось у вегетативній фракції фітомаси: вміст цинку у соломі становив 1,88 мг/кг сухої речовини. За величиною Кп був отриманий такий ряд:

Кп Ф заг > Кп Ф підз > Кп Ф гнр > Кп Ф вег.

Для свинцю величина Кп по фракціях фітомаси зменшується в ряду: підземна > вегетативна > генеративна. Для свинцю Кп Ф підз становив 0,047. У кадмію найбільший Кп був для підземної фракції фітомаси, а саме 0,027. Мінімальний Кп кадмію був відмічений для вегетативної фракції: він становив 0,009 (табл. 1).

В умовах імпактного забруднення найбільшим накопиченням у системі "грунт—рослина" характеризувався кадмій: його коефіцієнти переходу в загальній фітомасі знаходились у межах від 0,539 до 0,659. Найменшими коефіцієнтами переходу загальної фітомаси характеризувався свинець: залежно від концентрації його в ґрунті, Кп варіювали від 0,152 до 0,157 (табл. 2).

Таким чином, була встановлена закономірність конгруентності транслокації важких металів: за різних рівнів забруднення кожний метал характеризувався своїм рівнем величин коефіцієнтів переходу в системі "грунт— рослина".

Розглядаючи закономірність локалізації ВМ у фітомасі в умовах забруднення, слід відмітити, що найбільшим вмістом ВМ характеризувалась підземна фітомаса. Вона містила:
- Cd від 10,3 до 56,1 мг/кг (загальна кількість у фітомасі 13,7—74,8 мг/кг);
- Pb від 24,5 до 123,5 мг/кг (загальна кількість 32,4—163,5 мг/кг);
- Cu від 18,9 до 43,7 мг/кг (загальна кількість 28,1—64,9 мг/кг);
- Zn від 70,1 до 122,5 мг/кг сухої речовини (загальна кількість у фітомасі 382,3—656,5).

Найменша кількість полютантів локалізувалась у вегетативній фітомасі: так, кадмій містився у кількості від 0,2 до 1,0 мг/кг (із загальної кількості у фітомасі 13,7—74,8 мг/кг). Аналогічні результати були отримані і для решти металів. Слід відмітити, що в умовах забруднення генеративна фракція фітомаси (зерно) характеризувалась здатністю до накопичення ВМ. Для кадмію дана закономірність простежувалась особливо чітко. Так, кількість кадмію у зерні, залежно від варіанту становила від 3,2 до 17,7 мг/кг із поглинутої кількості загальною фітомасою від 13,7 до 74,8 мг/кг сухої речовини (табл. 2).

Для всіх досліджуваних елементів в умовах забруднення відмічалась відповідність послідовності збільшення величини Кп в міру збільшення вмісту металу в тій чи іншій фракції, а саме: Кп Ф заг > Кп Ф підз > Кп Ф гнр > Кп Ф вег.

Одержані результати дають можливість стверджувати про наявність екотоксичної алометрії, яка полягає у нерівномірній локалізації кадмію, міді, цинку, свинцю у фракціях фітомаси.

Досліджувався характер та інтенсивність міграції кадмію, свинцю, міді, цинку в системі "грунт-рослина" за порогами фітотоксичності, а саме: при 0%, 10%, 50%, 75% пригніченні росту та накопиченні фітомаси. Порогова концентрація металу в рослині є величиною сталою для певної культури та залежить від токсичності металу та фізіологічних особливостей культури. Були встановлені концентрації металу в ґрунті та рослині за порогами фітотоксичності.

За імпактного забруднення екосистема характеризується нерівномірним розвитком: на першому етапі спостерігається явище гормезису [1, 2, 10] — підвищення інтенсивності переходу важких металів при 10% порозі зниження фітопродуктивності. Так, при 10% порозі зниження фітопродуктивності коефіцієнт переходу загальної фітомаси міді збільшився від 0,516 (0% поріг) до 0,521 (10% поріг), коефіцієнт переходу загальної фітомаси цинку змінився від 0,250 до 0,273. Аналогічна тенденція відстежувалась і для кадмію та свинцю.

На другому етапі (50% поріг фітотоксичної дії) спостерігається приведення системи до стану артефактного гомеостазису — умовної стабільності [1, 2]. На даному етапі коефіцієнти переходу важких металів знижуються в більшості випадків до рівня 0% порога фітотоксичності. Так, для свинцю Кп загальної фітомаси при 50% порозі зменшився до 0,150 порівняно з 0,179 при 10% порозі. Коефіцієнт загальної фітомаси кадмію змінився від 0,619 при 10% порозі до 0,577 при 50% порозі. Останній етап — 75% поріг фітотоксичності — характеризується очевидним пригніченням розвитку фітокомпонента екосистеми [1, 2]. На цьому етапі коефіцієнти переходу в системі "грунт—рослина" різко зменшуються. Так, Кп загальної фітомаси становив — для кадмію 0,538; для свинцю — 0,146; для міді — 0,443; для цинку — 0,260 (табл. 3).

У цілому характер інтенсивності міграції міді та цинку у фітотоксичній зоні стосовно контролю є спадним: коефіцієнти переходу у фітомасу ячменю різко зменшуються. Коефіцієнти переходу міді в умовах забруднення були меншими порівняно до контрольних умов: Кп загальної фітомаси міді становив від 0,450 до 0,509 (табл. 1—2). Для кадмію і свинцю спостерігалась зворотна тенденція: інтенсивність даних металів в умовах імпакного забруднення збільшувалась.

З екотоксикологічної та гігієнічної точки зору важливим є питання вивчення фітофільтраційної здатності тест-культури — накопичення полютанта рослиною за один або декілька періодів вегетації. Були проведені дослідження фітофільтраційної здатності ячменю ярого по відношенню до важких металів в умовах забруднення з внесенням 5 ГДК за валовим вмістом.

На фітофільтраційну здатність культури впливають ряд факторів, серед яких фізіологічні особливості культури, тип та рівень забруднення, геохімічна ємність ґрунту. Найбільшою здатністю до накопичення у тест-культурі відмічався кадмій: за 5 років загальною фітомасою його поглинуто 53,74% (табл. 4).

Найменша здатність до накопичення відмічена для свинцю: його кількість, що надійшла до рослини за 5 років становила 31,28%. Винос цинку та міді за 5 років становив відповідно 34,73% і 36,00%.

Аналіз динаміки поглинання важких металів по роках показав, що більша питома біокумуляція відбувалась у перший рік імпактного забруднення: так, в 1 рік кадмію до рослини перейшло 30,40%, у 2-й рік 10,54%, у 3-й рік 7,2% від початкової кількості. Аналогічні результати були одержані і для решти металів (табл. 4).

Аналіз апроксимованих даних концентрації ВМ у фітомасі дав змогу стверджувати про найбільшу інтенсивність виведення кадмію з ґрунту (рис. 2). Найбільш тривалий період виведення з ґрунту спостерігався у свинцю — як наслідок невеликої фітофільтраційної здатності ячменю ярого стосовно даного металу. Рівняння, що описує експоненційні криві та дає змогу розрахувати кількість металу у загальній фітомасі через певний період часу у наступних вегетаційних періодах культур, має такий вигляд:

Ct =C₀e^-kt,

де Ct —- концентрація через певний проміжок часу,
C₀ — початкова концентрація,
t — час,
e — основа натурального логарифма,
к — константа фітофільтрації металу [3, 8, 9].

Рівняння, що описували фітофільтрацію важких металів на чорноземі типовому малогумусному були наступні:
- для Cd у=30,4•e^-0,788t (r=0,96);
- для Cu у=14,74•e^-0,4876t (r=0,98);
- для Zn у=11,68•e^-0,2564t (r=0,97);
- для Pb у=9•e^-0,1901t (r=0,96).

Чим більше значення константи к, тим інтенсивніше проходить процес фітофільтрації металу, а як наслідок зменшення вмісту металу у фітомасі. Так, найбільша величина к відмічалась для кадмію: вона становила — 0,788 рік^-1. Для міді та цинку ця величина становила відповідно — 0,4876 та — 0,2564 рік^-1. Найменшим значенням к характеризувався свинець: — 0,1901 рік^-1.

Формалізація даних динаміки концентрації важких металів у загальній фітомасі дозволила з певною мірою вірогідності прогнозувати концентрацію металів у ячмені ярому через певний проміжок часу (рис. 2) [3, 8]. Так, через 7 років після забруднення ґрунту вміст у фітомасі культури кадмію становитиме 1% від початкової кількості, а свинцю — 3,5%. Аналогічна апроксимація була застосована і для генеративної фракції фітомаси (зерна). Константи фітофільтрації генеративної фітомаси становили: для кадмію — 0,70; свинцю — 0,19; цинку — 0,36; міді — 0,33 рік^-1. Це дозволило встановити концентрацію металів через певний проміжок часу у зерні. Так, через 8 років після забруднення вміст кадмію у зерні складатиме 0,05%, міді — 0,21% цинку — 0,18%, свинцю — 0,34% від початкової кількості. Значення константи виконує прогностичну функцію, оскільки дозволяє розрахувати кількість полютанта у фітомасі рослин наступної ротації в еугеморобних або агеморобних екосистемах.

Висновки

За гігієнічним критерієм біокумуляції у системі "грунт—рослина" важкі метали можна розташувати у наступний ряд: Cd > Cu > Zn > Pb. За даним критерієм найбільш небезпечним виявився кадмій, а найменш небезпечним металом — свинець.

Встановлено закономірність конгруентності транслокації важких металів при різних рівнях імпактного забруднення: кожний метал характеризувався своїм рівнем величин коефіцієнтів переходу в системі "грунт—рослина".

Коефіцієнти переходу важких металів за різних рівнів забруднення чорнозему типового малогумусного відносно ячменю ярого становили:
- до загальної фітомаси: Cd 0,54—0,66; Cu 0,45—0,51; Zn 0,26—0,3; Pb 0,15—0,16;
- до генеративної фракції фітомаси (зерна): Cd — 0,13—0,15; Cu — 0,08—0,09; Zn — 0,04—0,05; Pb — 0,02;
- до вегетативної фракції фітомаси: Cd 0,007—0,010; Cu 0,067—0,075; Zn 0,036—0,042; Pb 0,016;
- до підземної фракції фітомаси Cd 0,40—0,50; Cu 0,303—0,344; Zn 0,181—0,211; Pb 0,11—0,12.

Коефіцієнти біокумуляції є основою гігієнічної оцінки якості сільськогосподарської продукції та оцінки небезпечності металу.

Встановлено, що в результаті імпактного забруднення важкими металами алгоритм функціонування екосистеми включає до себе наступні послідовні етапи розвитку: гормезис, артефактний гомеостазис, пролонгований інгібізис.

Визначена закономірність екотоксичної алометрії для кадмію, міді, цинку, свинцю в умовах імпактного забруднення, яка полягає у нерівномірній локалізації кадмію, міді, цинку, свинцю у фракціях фітомаси. Вміст важких металів зменшувався в ряду: вегетативна фракція фітомаси (солома)< генеративна фракція (зерно) < підземна фракція.

За експоненційною залежністю встановлені константи фітофільтрації важких металів ячменем ярим:
- у загальну фітомасу: Cd — 0,790; Cu — 0,49; Zn — 0,26; Pb — 0,19 рік^-1
- у генеративну фітомасу (зерно) Cd — 0,70; Pb — 0,19; Zn — 0,36; Cu — 0,33 рік^-1.

Це дає можливість розрахувати кількість полютанта у фітомасі у рослинах наступної ротації в еугеморобних або агеморобних екосистемах.

Література
1. Реймерс Н.Ф. Экология (теории, законы, правила, принципы и гипотезы) —М.: Россия молодая, 1994. —367 с.
2. Екотоксичний вплив важких металів (Cd, Pb, Cu, Zn) на систему "грунт-рослина" в умовах Полісся та Лісостепу України. Автореф. дис. канд. наук. Козьякова Н.О. К, 2002. —17 с.
3. Справочник по контролю за применением средств химизации в сельском хозяйстве / Под ред. В.П. Васильева, В.Н. Кавецкого, Л.И. Бублик. —К.: Урожай, 1989. —159 с.
4. Журбицкий З.И. Теория и практика вегетационного метода. —М.: Наука. 1968. —263 с.
5. Кавецький В.М., Макаренко Н.А., Ліщук А.М., Буожис Г.О., Кавецький С.В. Методичні вказівки по визначенню Hg, Zn, Co, Cd, Cu, Ni в ґрунті, рослинах, у воді методом тонкошарової хроматографії №50—97. Методические указания по определению микроколичеств пестицидов в пищевых продуктах, кормах и внешней среде. —К., 2001. —С. 18—23.
6. Методические указания по определению тяжелых металлов в почвах сельскохозяйственных угодий и продукции растениеводства. —М.: ЦИНАО, 1992. —61 с.
7. Марри Дж. Нелинейные дифференциальные уравнения в биологии. Лекции о моделях: Пер. с англ. —М.: Мир, 1983. —С. 11—12.
8. Свирежев Ю.М., Логофет Д.О. Устойчивость биологических сообществ. —М.: Наука, 1978. —С. 300—301.
9. Швиденко А.З., Юдицкий Я.А. Информационное письмо. —К.: УСХА, 1984. —24 с.
10. Ильин В.Б. Тяжелые металлы в системе почва—растение. —Новосибирск: Наука, Сибирск. отделение, 1991. —149 с.