Влияние меди на растения

Добавил пользователь Cypher
Обновлено: 19.09.2024

3.1. Соединения меди в почве. Природные медные минералы в почвах включают сульфаты, карбонаты, фосфаты, оксиды и гидроксиды. Медные сульфиды могут образовываться в плохо дренируемых или затопляемых почвах, где реализуются восста­новительные условия.

Ме/ че минералы обычно слишком рас­творимы, чтобы оставаться в свободно дренируемых сельскохо­зяйственных почвах [42]. В загрязненных металлом почвах, од­нако, химическая среда может контролироваться неравновесными процессами, приводящими к накоплению метастабильных твер­дых фаз. Предполагается [43], что и в восстановленных, загряз­ненных медью почвах могут находиться ковеллин (Си8) или халькопирит (СиРе82).

Следовые количества Си могут содержаться в виде отдельных сульфидных включений в силикатах и могут изоморфно заме­щать катионы в филлосиликатах [44 ]. Несбалансированные по заряду глинистые минералы неспецифически абсорбируют медь, а вот оксиды и гидроксиды железа и марганца показывают очень высокое специфическое сродство к меди [45]. Высокомо­лекулярные органические соединения способны быть твердыми абсорбентами для меди, а низкомолекулярные органические ве­щества склонны образовывать растворимые комплексы [46].

Сложность состава почв ограничивает возможность количест­венного разделения медных соединений на конкретные химиче­ские формы. Ступенчатая экстракция указывает на наличие большой массы медных конгломератов и в органических вещест­вах, и в оксидах Ре и Мп. Легко растворимый и заменяемый элемент - медь - образует малое количество форм, способных к поглощению растениями, обычно менее 5% от общего содержа­ния меди в почве [47, 48], Внесение медьсодержащих отходов или неорганических солей меди повышает концентрацию соеди­нений Си в почве, способных к экстрагированию сравнительно мягкими реагентами [49, 50]; таким образом, Си может нахо­диться в почве в виде лабильных химических форм.

Неопределенность термодинамических равновесных констант и нехватка экспериментальной техники ограничивают точное опре­деление медных соединений в почвенных растворах. В системе (Си + С02 + Н20) при увеличении рН равновесие сдвигается от свободных ионных форм Си2+ в сторону СиС03 и далее к Си(ОН)2. Свободные ионные формы меди существуют в виде гид ратных ионов [Си(Н20)6]2+ и обычно образуют координаци­онные соединения с вытеснением аквогруппы лигандами [51 ]. Растворимые формы меди в почвенных растворах существуют преимущественно в виде органических комплексов [52, 53], хо­тя свободные ионы Си2+ могут существовать при низких значе­ниях рН почвы [45]. Растворимость медных соединений увели­чивается в кислых условиях и понижается, как правило, в вос­становительных условиях [54 ]. Растворимые формы и степени окисления меди определяются главным образом стабилизирую­щим влиянием комплексообразующих лигандов [51 ].

3.2. Доступность меди для растений. Сорбция корнями рас­творов почвенной меди - это первая стадия вхождения Си в растения. Эксперименты гидропоники обнаружили, что концент­рации в тканях растений, общее поглощение и внешние призна­ки отравления медью имеют тенденцию к увеличению с увели­чением концентрации Си в растворе, омывающем корни расте­ний. И химическая форма растворимой Си важнее для поглоще­ния растением, чем общая концентрация металла. Прибавка же хелатообразующих агентов (например, этилендиаминтетрауксус- ной кислоты (ЕОТА) и диэтилентриаминпентауксусной кислоты (ОТРА)) к Си-содержащим питательным растворам повышает урожайность и уменьшает концентрации Си и симптомы отрав­ления для гидропонных растворов [55, 56]. Напротив, добавки ЕБТА и БТРА повышают концентрации Си в ячмене (Я. уи1§аге), выращенном на почве [57].

Результирующий заряд комплексного соединения регулирует поглощение ряда комплексов корнями ячменя (Я. уи1§аге), хотя все же максимально поглощается Си2+-форма [58 ]. В целом медь должна быть освобождена из органических хелатов прежде, чем сможет абсорбироваться корнями, растения [59 ].

Сравни­тельный урожай и концентрация меди в тканях маиса (2.. тауз) в значительной степени коррелирует с активностью Си2+ и в гидропонных, и в полевых опытах [56, 60].

Все приведенные данные предполагают, что хелатообразую- щие вещества могут как повышать растворимость Си, так и ин­гибировать поглощение Си корнями, причем в почвах преобла­дает первый процесс. Комплексообразование меди может созда­вать непосредственное окружение корня посредством выделения им определенных органических лигандов. Растворимые медные комплексы с органическими лигандами повышают уровень био­доступности Си на поверхности корня, где уже после распада комплекса поглощается свободный ион Си2+. При более низких рН ионы Си2+ непосредственно абсорбируются корнями растений. Эффективным поглощением почвенной меди растениями управ­ляет динамичное взаимодействие между свойствами почвы, вли­яющими на снабжение корней медью, и свойствами растения, регулирующими поглощение меди, вступление ее в симпласт, распределение по всему растению. Физиологические модели не дают точного описания транспортных процессов в почве или по­глощения корнями в условиях высокомедных почв. Статистиче­ские корреляции между параметрами почвы и поглощением рас­тениями или их ростом и обусловливают биодоступность Си.

Выращивание культур на почвах с повышенным содержанием отходов часто дает повышение концентрации меди в определен­ных тканях растений [61], хотя и не всегда [62]. Урожай в таких случаях скорее стимулируется питанием растения, чем подавляется содержащимися в нем тяжелыми металлами. Дли­тельное или очень сильное применение отходов может привести к повреждению сельскохозяйственной культуры, хотя такие фи­тотоксические эффекты обычно могут быть приписаны одной только меди [63 ].

Длительное применение Си$04 в почти нейтральных полевых условиях не повышает концентрации Си и не понижает уро­жайности маиса (2. тауз) или соевых бобов (С. тах) [50, 64]. Медь, вводимая с эквивалентными скоростями либо в виде обо­гащенного медью свиного навоза, либо в виде Си304, одинаково поглощается маисом, но на урожайность не влияет [65].

Токси­ческое воздействие. меди на молодую виноградную лозу (Р1азторага уШсо1а) было отмечено при загрязнении почвы Си- фунгицидами [66]. Токсичность увеличивается в кислой почве и при низкой катионообменной емкости почвы (СЕС). Обогащение медью за счет экстракции происходит только в поверхностных слоях почвы, и зерновые культуры с глубокой корневой систе­мой не страдают от этого. Единовременное же введение Си804 или Си (ОН) 2 в больших концентрациях снижает урожайность и увеличивает содержание Си в тканях стручковых бобов (Р. т1§ат) [67] и маиса (2. тауз) [60]. Токсичность почв, пере­груженных медью, долго не снижается [67, 68], хотя долговре­менные испытания не проводились.

Окружающая среда и питание растений могут повлиять на фитотоксичность Си. Медная токсичность для риса на равнин­ных землях (О. вайуа) отмечалась явно, когда растения полива­ли холодной, а не теплой водой. Микробиологическая актив­ность подавляется в холодной почве и не создает те восстанови­тельные условия в почве, которые бы способствовали осаждению Си из раствора [69]. Увеличению концентрации Си в травах способствует внесение азотных удобрений в медьсодержащие по­чвы [70, 71 ]. Высокие уровни меди понижали содержание фос­фора в маисе (2.. тауз) [50, 60].

Сельскохозяйственные культуры, выращенные в высокомедных почвах, обнаруживают неодинаковое распределение Си в разных частях растений [61, 62]. На сильно загрязненных почвах медь имеет тенденцию аккумулироваться преимущественно в корнях [56, 63]. Содержание Си в тканях коррелирует с падением уро­жая для пяти культур, исследованных в работе [72]; однако от­вет растения на избыток меди, несомненно, регулируется куда более сложными факторами [56, 73]. Широко обсуждалось вли­яние избытка Си на метаболизм растений [74].

3.3. Симптомы и диагностика. Типичные симптомы фототок­сичности меди включают хлороз, задержка роста побегов, не­нормальное развитие корневой системы, увядание растения. Хло­

роз, по-видимому, является результатом железной недостаточно­сти, вызываемой присутствием меди, хотя имеются и другие при­чины [74], Избыток Си понижает длину корня, число корневых волосков и так называемых вторичных корней.

Развитие корнево­го чехлика становится ненормальным, его удлинение приостанав­ливается [75]. В результате неспособности поглощать питатель­ные вещества и воду растение останавливается в развитии и увя­дает. Эти симптомы могут маскироваться или, напротив, усили­ваться иными свойствами как самого растения, так и почвы, на которой оно произрастает [74 ]. Симптомы медной токсичности для определенных культур собраны в обзорах [76 - 78].

В зависимости от культуры, почвы, климата, традиций в по­чву вкосится (в виде отходов) меди от 30 до 280 кг на гектар [60]. Были выработаны стандартные тесты на почву, чтобы оп­ределять недостаток Си и уметь адаптироваться к развитию токсичности почв [78]. В тестах используют экстракцию с на­сыщением или ступенчатую экстракцию, а затем устанавливают корреляцию с ответом растений [5, 49]; эти корреляции могут быть улучшены посредством учета дополнительных характери­стик почвы или растения [60].

Симптомы медной токсичности обычно очевидны, когда кон­центрация в тканях растений превышает 20 - 30 мг Си на ки­лограмм сухого материала. Такие данные для разных сельскохо­зяйственных культур можно найти в работах [72, 76, 78].

3.4. Коррекция содержания Си в почве. Интенсивная обра­ботка листьев Си-содержащими пестицидами может тоже вы­звать отравление растения. Этого можно избежать, если приме­нять предписанную частоту обработки или вовсе заменить эти пестициды органическими или металлоорганическими фунгицида­ми, не содержащими меди.

Фитотоксичность по меди происходит изначально от избытка в почве доступной Си и усиливается кислотностью почвы. Изве­сткование почвы повышает урожай маиса в полях, содержащих Си504 [60]. Вызванная медью недостаточность по Ре устраняет­ся при внесении в почву Ре-ЕБТА с известью или путем опры­скивания листьев раствором Ре$04 [74]. Сельскохозяйственные угодья обычно загрязняются внесением меди на поверхность. Поскольку Си сравнительно малоподвижна в почве, почти вся добавленная в почву медь остается в верхних слоях [65, 79].

Глубокая вспашка таких почв может понизить токсичность там, где в подпочвенном слое имеется свободный СаС03 или высоко­молекулярные органические вещества [66].

Внесение органических веществ в загрязненные медью почвы может погасить токсичность благодаря адсорбции растворимого металла органическим субстратом (при этом ионы Си2+ превра­щаются в менее доступные для растения комплексные соедине­ния) либо повышением мобильности ионов Си2* и вымыванием их из почвы в виде растворимых медьорганических комплексов [60, 66]. В парниках добавка тетраэтиленпентамина к высоко­медным почвам понижает поглощение Си и повышает прораста­ние и содержание сухого вещества в маисе (2. тау$) [80]. Эти результаты были объяснены понижением концентрации раство­римой меди в результате адсорбции Си-тетраэтиленпентаминово- го комплекса на глине и ограниченным поглощением комплекса корнями растения.

При умеренном избытке Си концентрацию Си в сельскохо­зяйственных культурах можно контролировать с помощью рН почвы и ограничивая поступление азота [71 ]. Мелиорация высо­комедных почв с помощью растений, аккумулирующих медь, по-видимому, неосуществима [68]. Физическое удаление или за­хоронение загрязненного медью верхнего слоя - весьма эффек­тивная операция [81 ].

В условиях микроделяночного опыта на черноземе обыкновенном тяжелого механического состава изучено влияние различных концентраций тяжелых металлов (Pb и Cu) в почвах на рост и развитие укропа огородного Anethum graveolens L. Опыт закладывали в трехкратной повторности в следующих вариантах: 1) контроль (без внесения в почвы тяжелых металлов), 2) внесение Cu в количестве 1, 5 и 10 ПДК, 3) внесение Pb в количестве 1, 5 и 10 ПДК, 4) совместное внесение Cu и Pb в количестве 1, 5 и 10 ПДК. Измерение показателей Anethum graveolens L. (высота растения, длина наиболее крупных листьев, количество листьев, длина осевого корня, сухая биомасса) проводилось 5 раз за вегетацию с интервалом 10 дней, начиная с 24-го дня. Степень воздействия изученных тяжелых металлов на укроп огородный определялась их свойствами и концентрацией в почве, а также зависела от вегетационного периода растения. На 54-й день роста на растениях, растущих на почвах с внесением тяжелых металлов, появились небольшие признаки хлороза. Свинец по сравнению с медью обладал более выраженным фитотоксическим эффектом. Растения на участке, содержащем 10 ПДК Pb, после 54-го дня вегетации практически прекращали свой рост. Внесение в почвы Cu в количестве 1 ПДК увеличивало биомассу растений. Присутствие меди несколько снижало токсический эффект Pb в отношении длины листьев и биомассы.


2. Гармаш Г.А. Распространение тяжелых металлов в почвах в зоне воздействия металлургическх предприятий // Почвоведение. — 1985. - №2. — С. 27-32.

3. Иванова Е.М. Токсическое действие меди и механизмы ее детоксикации растениями рапса: Автореф.дис.канд.биол.наук. — М., 2011. — 26 с.

4. Ильин Б. В. Тяжелые металлы в системе почва – растение. — Новосибирск: Наука. Сиб. отд-ние, 1991. — 151 с.

6. Титов А.Ф., Лайдинен Т.Ф., Казнина Н.М. Влияние ионов свинца на рост и морфологические показатели растений ячменя и овса // Физиология и биология культурных растений. — 2001. — Т.33, №1. — С. 33-37.

8. Clemens S. Molecular mechanisms of plant metal tolerance and homeostasis/ S. Clemens // Planta. — 2001. - № 212. — P. 475-486.

9. Hall J.L. Cellular mechanisms for heavy metal detoxification and tolerance / J.L. Hall // J. Exp. Bot. — 2002. - № 53. — P. 1-11.

10. Hall J., Williams E. Transition metal transporters in plants / J.Hall, E. Williams // J. Exp. Bot. . — 2003. - №54. — P. 2601-2613.

В последние годы ведутся широкие исследования по изучению влияния тяжелых металлов (ТМ) на отдельные физиологические процессы растений. Многие из ТМ относятся к эссенциальным химическим элементам, которые в следовых количествах необходимы для метаболизма, роста и развития растений, являясь составной частью различных ферментов. Они активно участвуют в метаболизме, но при избытке в среде могут проявлять сильное токсическое действие [1,4,5,10]. В частности, медь (Cu), являясь наиболее токсичным ТМ, в растениях входит в состав пластоцианина, участвующего в фотосинтезе, и некоторых других медьсодержащих белков и окислительных ферментов. Она повышает засухо-, морозо- и жароустойчивость растений [7]. Однако интервал концентраций Cu, при которых этот металл не проявляет своего токсического действия, очень небольшой. Даже двукратное превышение оптимальных концентраций Cu может вызвать негативное действие. Так, токсическое действие меди в повышенных концентрациях проявлялось в снижении накопления фитомассы, уменьшении оводненности тканей и содержания хлорофилла, ингибировании поглощения ионов некоторых других металлов и их транслокации по растению рапса [3]. Высокие концентрации этого металла приводят к развитию металлотоксикозов (хлорозы, некрозы, ингибирование роста корней и побегов), вплоть до полной гибели растений. Механизмы адаптации растений к токсическому действию Cu основаны на функционировании общих (низкомолекулярные органические стресс-протекторные соединения, защитные макромолекулы и антиоксидантные системы) и специализированных механизмов устойчивости (хелатирование, секвестеризация и компартментация ТМ) [8, 9].

Токсичное действие свинца (Pb) на растения связано, главным образом, с нарушением фотосинтеза, а также роста растений. В основном свинец накапливается в корнях растений [1,4,5]. Однако следует отметить, что фитотоксичность этого металла менее выражена по сравнению с многими другими ТМ. Это объясняется тем, что в почве катионы металла быстро связываются с образованием малорастворимых соединений, а также достаточно прочно удерживаются почвенными коллоидами. Вследствие этого Pb становится малоподвижным и утрачивает свою доступность для растений [1]. Еще одним объяснением пониженной фитотоксичности Pb является наличие в растениях действующей системы инактивации [2]. Вместе с тем в присутствии высоких концентраций Pb в почве происходит выраженное ингибирование процессов роста и развития растения [4, 6].

Целью данного исследования явилось изучение влияния различных концентраций тяжелых металлов (Pb и Cu) в почвах на рост и развитие укропа огородного Anethum graveolens L.

Как показали исследования, степень воздействия ТМ на укроп огородный определяется их свойствами и содержанием в почве, а также зависит от вегетационного периода растения.

На 24-й день вегетации высота растений Anethum graveolens L. была примерно одинаковой на всех пробных площадках, как загрязненных солями металлов, так и контрольной, что может свидетельствовать об отсутствии выраженного негативного воздействия на изучаемые растения на данном этапе их роста со стороны внесенных в почву ТМ (рис. 1).

А Б

Рис. 1. Влияние разных концентраций Cu (А) и Pb (Б) в почве на динамику роста Anethum graveolens L.

Примерно через 40 дней вегетации начинали проявляться различия в высоте Anethum graveolens L., усиливающиеся по мере роста растения. На 54-й день роста на растениях, растущих на почвах с внесением ТМ, появились небольшие признаки хлороза. Высота растения на участках, загрязненных медью была выше по сравнению с растениями, выросшими на почвах со свинцом. Этот результат, по-видимому, свидетельствует о большей фитотоксичности свинца по сравнению с медью.

К концу вегетационного периода на 74-й день роста высота растений Anethum graveolens L., произрастающих на почве, содержание меди в которой превышало ПДК в 5 раз, практически сравнялась с контрольными показателями. Подобный эффект стимуляции роста в присутствии меди был отмечен также для растений, произрастающих на пробной площадке, содержащей 10 ПДК Cu, однако в данном случае он был менее выражен. Смена токсического эффекта на стимулирующее действие меди, по всей видимости, связано с адаптационными механизмами растений, с помощью которых они инактивировали избыточное количество ионов ТМ.

Как было отмечено выше, свинец по сравнению с медью обладал более выраженным токсическим действием. Растения на участке, содержащем 10ПДК Pb, оказались наиболее слабыми и низкорослыми, обладали признаками хлороза. Их рост после 54-го дня вегетации практически прекратился.

Совместное внесение Cu и Pb также отрицательно сказалось на увеличении длины растений. При этом высота растений на всех пробных площадках (1, 5, 10 ПДК Pb+Cu) была приблизительно одинаковой при каждом измерении, а в конце вегетационного периода отставание в росте по сравнению с контролем составило 1,5 раза.

Периодические измерения длины наиболее крупных листьев показали, что раздельное загрязнение почв медью и свинцом, так же как и их совместное внесение, отрицательно влияет на этот показатель. При этом в почве с солями свинца растения были угнетены в большей степени по сравнению с контролем. Так, на участках, содержащих 5 и 10 ПДК Pb, листья оказались короче в 2 раза (рис. 2). Совместное внесение солей свинца и меди несколько снижало токсический эффект Pb в отношении длины листьев.

АБ

Рис. 2. Зависимость длины листьев Anethum graveolens L. от концентрации Cu (А) и Pb (Б) в почве

В конце вегетационного периода было подсчитано количество листьев на каждом растении. Внесение в почву Cu в количестве 1 ПДК привело к небольшому повышению этого показателя, дальнейшее увеличение концентрации металла способствовало его незначительному снижению по сравнению с контролем. В опытах со свинцом, а также при совместном внесении Cu и Pb наблюдалось снижение количества листьев в зависимости от концентрации металла в почве (рис. 3).


Рис. 3. Зависимость количества листьев Anethum graveolens L. от концентрации Cu и Pb в почве

После сбора растений была измерена длина их осевого корня. Искусственное загрязнение почв ТМ угнетало рост осевого корня растений в длину. Свинец в данном случае также оказался более токсичным. В меньшей степени пострадали растения на участках, загрязненных одновременно Cu и Pb. Так, при 5 ПДК Cu+Pb длина корней ничем не отличалась от контрольного варианта, а при 1 и 10 ПДК ее значения были немного ниже по сравнению с контролем (рис. 4).


Рис. 4. Зависимость длины осевого корня Anethum graveolens L. от концентрации Cu и Pb в почве

Следующим изученным показателем растений Anethum graveolens L. явилась их сухая биомасса. Внесение в почвы солей меди в количестве 1 ПДК положительно сказалось на этом показателе. По сравнению с контрольным вариантом (6,12 мг/кг) биомасса несколько повысилась и составила 6,61 мг/кг (рис. 5).


Рис. 5. Зависимость сухой биомассы Anethum graveolens L. от концентрации Cu и Pb в почве

При повышении концентрации меди в почвах до 5ПДК и 10ПДК сухая фитомасса снижалась до 5,50 мг/кг и 5,24 мг/кг, соответственно. Присутствие солей свинца в почве в количестве 1ПДК приводило к снижению биомассы растений Anethum graveolens L. в два раза (3,12 мг/кг), а при увеличении концентрации этого металла в почве до 5 и 10 ПДК наблюдалось снижение изучаемого показателя до 4 раз по сравнению с контролем. При совместном внесении Cu и Pb медь оказывала стимулирующее воздействие на развитие растений, что отразилось и на их биомассе. При этом токсический эффект свинца снижался в 2 раза на участке с 10ПДК и в 3,5 раза – с 5 ПДК.

Таким образом, проведенные исследования доказывают негативное влияние высоких концентраций меди и, в особенности, свинца в почвах на рост и развитие растений. Действие ТМ на растение может отличаться на разных стадиях его развития. При этом могут наблюдаться морфологические изменения, которые проявляется в укороченности стеблей, листьев и корней, уменьшении количества листьев и общей биомассы растений, появлении хлорозов и некрозов. При этом присутствие одного металла может снижать фитотоксичность другого.

Рецензенты:

Суюндуков Я.Т., д.б.н., профессор, директор ГАНУ Институт региональных исследований, г. Сибай;

Янтурин С.И., д.б.н., профессор, профессор кафедры экологии Сибайского института (филиала) Башгосуниверситета, г. Сибай.

Медь вместе с марганцем входит в состав ферментов, которые играют важную роль в окислительно - восстановительных процессах. Они улучшают интенсивность фотосинтеза, способствуют образованию хлорофилла, положительно влияют на углеводный и азотный обмены, повышают устойчивость растений против грибных и бактериальных заболеваний. Под влиянием меди увеличивается содержание белка в зерне, сахара - в корнеплодах, жира - в зерне масличных культур, крахмала - в клубнях картофеля, сахара и аскорбиновой кислоты в плодах и ягодах.

Сульфат меди(медный купорос)CuSO4•5H2O содержит 23-24% меди. Это кристаллическая соль голубовато - синего цвета, хорошо растворимая в воде. Чаще медный купорос используют для предпосевной обработки семян и внекорневой подкормки растений (на 1 га посевов используют 100-300 г сульфата меди, растворенного в 300-500 л воды). Для обработки семян берут 0,5-1 кг препарата на 1 т семян.

Медно - калийное удобрение содержит 56-58 % калия и 1% меди. Прежде всего его используют на осушенных торфяно - болотных почвах.

Пиритные огарки - промышленные отходы сернокислотного и медеплавильных производств. Это тяжелый рассыпчатый порошок темного цвета, содержит не менее 0,25 % меди и незначительное количество цинка, молибдена, кобальта и т.д.. В воде не растворяется, негигроскопичен.

Медные удобрения действуют на протяжении 4-5 лет, но на осушенных торфяниках их целесообразно вносить ежегодно. При применении медных удобрений нужно быть осторожным в связи с высокой токсичностью меди. На почвах с высоким содержанием органических веществ нормы меди не должны превышать 2-3 кг/га, а на бедных песчаных почвах - 1,5 кг/га. Пиритные огарки вносят во время зяблевой обработки, а медный купорос - также весной во время культивации.

Медь используют в производстве биоцидов в сельском хозяйстве и микроудобрений для защиты древесины. Ученые из России и Турции впервые исследовали, как соединения меди разного размера влияют на почвы и ячмень. Оказалось, что большие частицы размером в несколько миллиметров увеличивают концентрацию металла в растении до восьми раз, тогда как наноразмерные частицы — до десяти, что снижает показатели растения и его урожайность.


Выяснилось, какой размер частиц меди наносит наибольший вред почве и растениям / ©Getty images

Результаты исследования могут помочь поддерживать плодородие почв и разработать новые сельскохозяйственные удобрения. Свои выводы, сделанные при поддержке Президентской программы Российского научного фонда (РНФ), ученые опубликовали в журнале Environmental Geochemistry and Health. К числу наиболее опасных загрязняющих веществ, поступающих в окружающую среду, относятся тяжелые металлы. В отличие от органических загрязнителей, которые разлагаются, тяжелые металлы могут лишь распределяться между отдельными компонентами водных систем и почв. Чтобы оценить влияние металлов на почву и донные отложения, нужно не столько определить рост общей концентрации элементов, сколько изучить их подвижность.

Кроме того, важным аспектом становится степень дисперсности тяжелых металлов в окружающей среде, то есть степень измельчения частиц. Чем выше степень дисперсности, тем меньше размер частиц. Исследователи Академии биологии и биотехнологии имени Д. И. Ивановского Южного федерального университета (ЮФУ) вместе с коллегами Университета Ондокуз-Майис (Турция) изучают такие процессы, происходящие на уровне атомов и молекул.


В новой работе почвоведы посмотрели, как меняется медь в черноземе обыкновенном в зависимости от размера частиц, а также оценили ее токсическое воздействие на рост ярового ячменя. Образцы исследовали при помощи синхротронного излучения — это электромагнитное излучение, которое генерируют крупные ускорители электронов или позитронов. Синхротронное излучение отличается от обычного рентгеновского высокой интенсивностью, то есть эксперимент проводится во много раз быстрее. Ученые взяли образцы почвы из Ростовской области и добавили в них оксид меди разной степени дисперсности (3–5 миллиметров и 30–50 нанометров).


Разное количество соединений меди добавляли в виде сухого порошка и тщательно перемешивали с почвой. В эти загрязненные образцы высадили семена ячменя, за которыми тщательно наблюдали. Содержание меди определяли при помощи рентгеновских лучей в порошке из уже высушенных частей растений. Выяснилось, что соединения меди привели к увеличению содержания в почве подвижных соединений металла. Такие соединения могут проникать в растения и способны перемещаться по пищевой цепи, а также мигрировать в соседние среды: грунтовые воды, реки, озера.

Читайте также: