Размещено на http://allbest.ru

МИНИСТЕРСТВО ОБРАЗОВАНИЯ И НАУКИ РФ

ФЕДЕРАЛЬНОЕ ГОСУДАРСТВЕННОЕ БЮДЖЕТНОЕ ОБРАЗОВАТЕЛЬНОЕ УЧРЕЖДЕНИЕ ВЫСШЕГО ОБРАЗОВАНИЯ

«БАШКИРСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ УНИВЕРСИТЕТ»

БИОЛОГИЧЕСКИЙ ФАКУЛЬТЕТ

КАФЕДРА ЭКОЛОГИИ И БОТАНИКИ

ВЫПУСКНАЯ КВАЛИФИКАЦИОННАЯ РАБОТА МАГИСТРА

ПО ПРОГРАММЕ МАГИСТРАТУРЫ

Влияние свинца и кадмия на активность окислительно-восстановительных ферментов урбанозема и фитоэкстракция тяжелых металлов

Выполнил: Магистрант 2 года очной формы обучения

Направление подготовки экология и природопользование

Иванов Иван Иванович

Руководитель: д.б.н., проф.

УФА - 2016



СОДЕРЖАНИЕ

Введение

Глава 1. Влияние тяжелых металлов на экосистемы (обзор литературы)

1.1 Источники поступления свинца и кадмия в почву

1.2 Пути поступления тяжелых металлов в растения и их влияние

1.3 Влияние тяжелых металлов на рост и развитие растений

1.4 Влияние тяжелых металлов на окислительно-восстановительные ферменты

1.5 Методы детоксикации почв, загрязненных тяжелыми металлами

Глава 2. Объекты и методы исследования

2.1 Объект исследования

2.2 Методы исследования

2.3 Схема опыта и расчет количества внесенного свинца и кадмия в почву

Глава 3. Результаты и их обсуждение

3.1 Влияние различных концентраций свинца на активность окислительно-восстановительных ферментов урбанизированной почвы

3.2 Влияние различных концентраций кадмия на активность окислительно-восстановительных ферментов на урбанизированной почве

3.3 Рост и развитие овса посевного в урбанизированной почве

3.4 Аккумуляция свинца и кадмия в вегетативных органах овса посевного

3.5 Активность ферментов в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями свинца под посевами овса посевного

3.6 Активность ферментов в урбанизированной почве, загрязненной различными концентрациями кадмия под посевами овса посевного

Заключение

Список использованных источников и литературы

Приложения



ВВЕДЕНИЕ

Техногенное загрязнение почв с каждым годом катастрофически возрастает, особенно в мегаполисах с преобладанием промышленных центров. Это свою очередь, требует постоянного контроля за состоянием почвы и гигиенической оценки производимой на ней продукции.

В последние годы техногенное влияние стало приоритетным по значимости в экологии. Промышленные загрязнения влияют на экономико - экологическое состояние территории.

Использование природных ресурсов для промышленных и сельскохозяйственных нужд вызвало значительные изменения циклов большинства металлов.

В основном, это относится к тяжелым металлам (ТМ), которые накапливаются в природной среде в больших концентрациях, что связано с увеличением антропогенной деятельности (Матюхин, 2005).

Объем масштабного производства химических веществ за последнее десятилетие увеличился почти в 9 раз (Государственный..., 2012). К 2020 г. страны, не входившие ОЭСР (Организация экономического сотрудничества и развития) будут производить 31 % химических веществ (промышленные предприятия, транспорт, энергетические комплексы, сельскохозяйственное производство), тогда как в 1970 г. производили 17 %. Площадь загрязненных ТМ земель в РФ составляет более 70 млн. га., из них чрезвычайно опасный уровень загрязнения около 1 млн. га (Корельский, 2009).

Водный и воздушный режимы почвы влияют на накопление подвижных, особо опасных, тяжелых соединений для биоты. Накопление опасных соединений - наименьшее в почвах промывного режима, увеличивается в почвах с непромывным режимом и максимальная аккумуляция - в почвах с выпотным режимом.

При щелочной реакции и испарительной концентрации способны накапливаться селен, мышьяк, ванадий в легкодоступной форме, метилированные соединения, в условиях восстановительной среды - ртуть (Орлов, 2002).

В большинстве стран проводят строгое наблюдение за распространением ТМ в окружающей среде. ООН в 1973 г. был утвержден перечень наиболее токсичных для организма человека веществ, одни из них свинец (Pb) и кадмий (Сd) (Линдиман, 2009). ТМ способны вызывать изменения не только на клеточном уровне, но и на молекулярном.

Известно, что содержание Pb и Сd в почвах сильно превышает фоновые концентрации, их аккумуляция в почве приводит к деградации, нарушению биохимических процессов почвы (Новоселова, 2009). ТМ оказывают отрицательное воздействие на почвенные ферменты (Хазиев, 2004), что приводит к образованию техногенных пустынь (Марков, 2009). Для превращения органического вещества почвы необходимы почвенные ферменты, которые являются биологическими катализаторами (Бутовский, 2005).

Для определения химических компонентов гуминовых кислот применяются ферменты. Как известно, пероксидаза и полифенолоксидаза являются ведущими регуляторами образования синтеза гуминоподобных полимеров. Ферментативная активность пероксидазы связана с разложением пестицидов в почве (Неклюдов, 2007).

Цель и задачи исследования. Цель настоящей работы заключается в оценке воздействия Pb и Сd на активность почвенных окислительно-восстановительных ферментов урбаназема и их фитоэкстракция овсом посевным.

Поставленная цель определила необходимость решения следующих задач:

1. Определить влияние различных концентраций Pb и Cd на активность окислительно-восстановительных ферментов.

2. Провести сравнительный анализ влияния различной концентрации Pb и Cd на активность окислительно-восстановительных ферментов урбанизированной почвы в условиях лабораторного опыта в годовой динамике.

3. Изучить особенности роста и развития овса посевного в почве, загрязненной Pb и Cd в лабораторных условиях.

4. Изучить фитоэкстракционную способность овса посевного (Avena sativa L.) в отношении Pb и Cd.

Список сокращений и условных обозначений

ТМ - тяжелые металлы
ПДК - предельно допустимый концентрат
ПДС - предельно допустимый сброс
ГН - гигиенический норматив
As - мышьяк
Cd - кадмий
Cr - хром
Ni - никель
Pb - свинец
Se - селен
V - ванадий
Zn - цинк
Со - кобальт



ГЛАВА 1. ВЛИЯНИЕ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ НА ЭКОСИСТЕМЫ (ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ)

1.1 Источники поступления свинца и кадмия в почву

В почве соединяются общие миграционные потоки, которые занимают особое место в системе циклического массообмена металлов. С одной стороны, в почве находятся металлы, которые участвуют в миграционных циклах, с другой, идет взаимообмен металлов с опадом растительности и осаждениями из атмосферы (Овсянникова, 2012).

Массопотоки металлов регулируются системой равновесия и взаимопереходов между различными формами нахождения металлов, отличающихся прочностью закрепления и умением включаться в тот или иной вид миграции.

Металлы, поступившие в биосферу в большом количестве в результате техногенного загрязнения, выводятся из системы миграционных циклов и затем прочно связываются в твёрдой фазе почвы и уже оттуда способны мобилизоваться и пополнять отдельные массопотоки (Валетдинов и др., 2006).

В большинстве стран проводят строгое наблюдение за распространением ТМ в окружающей среде. ООН в 1973 г. был утвержден перечень наиболее токсичных для организма человека веществ, одни из них Pb и Сd (Линдиман, 2009).

Центральное положение почвы в экосистеме и возможные пути поступления в нее химических загрязняющих веществ хорошо иллюстрирует рис. 1 (тот же).



Рис. 1 Пути взаимодействия почвы в экосистеме

Существуют различные показатели содержания одних и тех же элементов в земной коре. Так, по А.П. Виноградову (1962) среднее содержание в земной коре Cd - 0,13, Pb - 16, в пахотном слое черноземных почв, содержание Pb от 17 до 30 мг/кг (Александровская, Александровский, 2005).

На содержание ТМ в почве, в большой степени, влияет подстилающая горная порода (Белоголова, 2009).

С развитием экономики ТМ в возрастающих количествах поступают в окружающую среду, что непосредственно сказывается на живых организмах. По прогнозам исследователей в будущем содержание ТМ в биосфере будет увеличиваться.

Свинец. Пути поступления Pb в окружающую среду идут в основном, антропогенным путем: с дымом и пылью металлургических предприятий, выбросом промышленных и бытовых стоков, металлообрабатывающих, химических, тепловых электростанций, а также инсектициды, в составе, которого он находится (Галченко, Лебухов, 2015). Если естественный поток поступления Pb в биосферу составляет 46000 т/год (Туманян, 2010), то выбросы от предприятий ежегодно составляет - 8900 т/год, с выхлопными газами автотранспорта 260000 т /год (Тулохонов и др., 2006). Даже в чистых районах планеты, удаленных от источников техногенных выбросов, из атмосферы на поверхность земли поступает 60-180 г на гектар в год Pb в хорошо доступной растениям усвояемой форме (Степанок, 1998), что сопоставимо с дозами некорневой обработки растений микроудобрениями (Волошин, 2003).

Из всех ТМ Pb слабоподвижен, что подтверждается низкими его концентрациями в почвенном растворе (Овчаренко, 1997; Кошелева и др., 2015).

Содержание элемента в почве колеблется от 2 до 200 мг/кг (Солошенко, Машанов, 2009; Воропаев и др., 2009). ПДК по гигиеническим нормативам в почве составляет 20 мг/кг (Гигиенические …, 2006). Лимитирующим показателем вредности (ЛПВ) Pb-является общесанитарный показатель. В соответствии с ГН 2.1.7.2042-06 установлены остаточные допустимые концентрации (ОДК) Pb в почве. Значения ОДК зависят от типа почв и составляют 32 мг/кг - для песчаных и супесчаных почв, 40 - для кислых (рН 4,5) суглинистых и глинистых почв и 130 - для близких к нейтральным (рН 5,5) суглинистым и глинистым почвам. Pb относится к первому классу опасности - высокоопасному веществу (Онищенко, 2006; Государственный..., 2008).

Все виды почв, включая и природные ландшафты, накапливают Pb в верхнем гумусовом горизонте. В кислой и слабокислой среде Pb способен перемещаться вниз по почвенному профилю (Зырин, 1985; Сердюкова, Зырин, 1985).

В ландшафте Pb мигрирует в составе взвешенного вещества, в коллоидной фазе в форме ионов. Pb в форме ионов преобладает в водах верхнего горизонта, но с глубиной концентрация Pb в коллоидной взвеси возрастает. Основной формой перемещения Pb в поверхностных речных водах является тонкая взвесь, что свойственно рекам гидрокарбонатного и сульфатного состава (Путилина и др., 2009). Pb техногенного происхождения аккумулируется в поймах и донных отложениях рек и озер. В донных он крепко связан с гидроксидами железа, алюминия, оксидами марганца и, в наименьшей степени, с гуминовыми кислотами (Глебова, Стифеев, 2012).

Источником поступления соединений Pb в организм человека и животных является атмосферный воздух. В промышленных центрах с высокоразвитой индустрией наибольшие концентрации соединений Pb находятся в воздушных бассейнах. Исследования С.А. Воробьева (2003) показали следующую закономерность: если концентрация соединений Pb в городском воздухе составляет 0,001-0,010 мг/м³, то за городом менее 0,0005 мг/м³. Максимальное содержание Pb находится в почве на расстоянии 1,2-2 м от дороги и поступает в почву даже на расстоянии до 300 м от дороги (Алексеев, 2008).

Кадмий. Cd принадлежит к редким рассеянным элементам. Он содержится в большинстве минералов и, особенно, в минералах с большим содержанием Zn. В большом количестве Cd находится в почвах, подстилающих граниты и гнейсы (Ильин, 2007).

Основной фактор, влияющий на концентрацию Cd в почвах - это химический состав материнских пород (Протасова, Горбунова, 2006). Среднее содержание Cd в почвах, по данным (Ильин, Степанова,1980; Добровольский, Гришина, 1985) находятся между 0,07-1,1 мг/кг. Тогда как фоновые уровни Cd не должны превышать 0,5 мг/кг в почвах, а более высокие значения говорят об антропогенном загрязнении. Содержание Cd в почве в концентрации 5 мг/кг снижает на 50% продуктивность сельскохозяйственных культур. Период полувыведения Cd из почвы по сравнению с другими ТМ самый большой и составляет около 1100 лет (Кадмий…, 1994).

ПДК для Cd по гигиеническим нормативам составляет в почве 0,5 мг/кг. В ГН 2.1.7.2042-06 приведены ОДК по Cd: для песчаных и супесчаных почв ОДК = 0,5 мг/кг; 1,0 - для кислых (рН 5,5) суглинистых и глинистых почв и 2 - для близких нейтральным (рН 5,5) суглинистым и глинистым. Cd относится к первому классу опасности - высокотоксичному веществу (Гигиенические…, 2006; Государственный..., 2008).

Прблизительно 80% антропогенных выбросов Cd связано с производством Cu, Pb, Zn (Солнцева, Глазунова, 2010).

В окружающей среде Cd поступает и накапливается из разных источников. В первую очередь, это атмосферное поступление, являющееся ведущим источником загрязнения. Добыча и переработка свинцовых и цинковых руд занимают загрязнение Cd приблизительно 45%. При выпадении Cd с осадками около предприятий загрязнение может достичь 60-600 г/га в год (Федорова, Яндыганов, 2003; Соколов, 2009; Муха и др., 2012).

В индустриально-развитых районах в среднем в год выпадает 0,2-9 кг/км² Cd. Возле металлургических заводов в результате осаждения Cd из атмосферы на поверхности почвы концентрация в 20-50 раз выше, чем крупных городов (Литвинович, 2007). Автомобильный транспорт в результате сжигания дизельного топлива и последующим его выбросом загрязняет атмосферный воздух на 52%, при этом концентрация его в воздухе больших городов составляет 15 мг/м³ (Кадмий…, 1994; Федорова, Яндыганов, 2003; Пляскина, Ладонин, 2009).

Вторым источником поступления являются осадки городских сточных вод, сточные воды промышленных предприятий по добыче руд и цветных металлов (Макаров, Талалай, 2012).

Третьим источником поступления Cd в почву являются минеральные удобрения. Концентрация Cd в 100 граммах в фосфате калия - 471 мкг, тогда как в суперфосфате 720 мкг и до 66 мкг содержится в селитре. Поскольку Cd свойственно находиться в удобрениях в подвижном состоянии, он становится легкодоступным сельскохозяйственным культурам. Поэтому и объясняется его незначительное увеличение в почве, в то время как в растениях на существенное повышение количества Cd. В течение года в почву с удобрениями, содержащими в своей структуре фосфор, вносится Cd в 2-3 раза больше, чем они могут усваиваться растениями. По этой причине использование фосфорных удобрений ведёт к приросту Cd в почве на 0,15% в год (Зубков, 2011).

Поэтому внесение в почву больших количеств удобрений, повышает риск попадания Cd в организм животных через растения (Минееев, 2009).

Миграция тяжелых металлов в зависимости от физико-химических свойств почвы. Геохимический ландшафт включает в себя подсистему - почву, в которой потоки энергии и вещества находятся в прямой связи с атмосферой, с поверхностными и почвенно-грунтовыми водами, растительностью (Якубович, Субботникова, 2005). Почва проявляет буферность в отношении загрязняющих веществ, способна регулировать процессы перемещения веществ в почве. Щелочные соединения нейтрализуются в кислых почвах, кислые выпадения - в карбонатных (Андреевская, 1998; Евсеев и др., 2008).

Верхний горизонт почвы способен накапливать и задерживать большую часть элементов, поступающих техногенным путем. (Касимов, Геннадиев, 2005). Структура и численность задерживаемых элементов зависят от окислительно-восстановительных и кислотно-основных условий, содержания и состава гумуса, интенсивности биологического поглощения, сорбционной способности (Гусейнов, Слащева, 2011; Водяницкий и др., 2012). Передвижение нисходящего потока влаги в почве и жизнедеятельность живых организмов способствуют проникновению элементов внутрь почвы механическим путем (Baran, Carignan, Ploquim, 2006; Липина,Александрова, 2014). Подвижность ТМ и других токсичных элементов, в большей степени, зависит от водно-воздушного режима, кислотно-щелочных и окислительно-восстановительных условий в почве (Фатеев, и др., 2002).

Наименьшая аккумуляция их наблюдается в почвах промывного режима, в непромывном режиме увеличивается и максимальное накопление ТМ в почве с выпотным режимом. Испарительная концентрация и щелочная реакция в почве способствуют накоплению As, V, Se в легкодоступной форме, при восстановительной среде накапливается Hg и выражается метилированным соединением (Водяницкий, 2009).

При попадании подвижных соединений As, V, Se, Zn в нейтральные почвы происходит выщелачивание (Пляскина, Ладонин, 2009). Высокотоксичные элементы частично могут переходить в труднодоступные соединения для растений. В представленной почвенно-геохимической обстановке мобильные элементы, способны перемещается в почвенном профиле, оказывая сильную опасность для растительности. Однако, некоторая часть элементов могут выйти за пределы толщи почвы, тогда как с водозастойным режимом эти биогеохимические и легкодоступные активные вещества в почве представляют максимальную опасность (Аристархов, 2000).

Нейтральные и слабокислые глеевые почвы с преобладанием окислительных условий образуют легкоподвижные формы ТМ - Cd и Hq (Сущук, 2012), Pb в этих же условиях образует труднорастворимые соединения. В нейтральных почвах элементы - Pb, Cr, Zn, Hg, Сn, Ni, Cd и Со представляют собой малоподвижные соединения, которые накапливаясь в гумусовом горизонте, вызывают отрицательное влияние на почвенную биоту (Хабиров, и др., 2004). При наличии S в загрязняющем веществе в процессе протекания восстановительных условий образуется вторичная сероводородная среда, из-за этого образуются слаборастворимые или нерастворимые сульфидные соединения (Большаков, и др., 2002). Однако, поглощённый почвой Cd при превышении pH 7,5 перестаёт быть легкоподвижным. В связи с этим контроль за его подвижностью в почве будут контралировать растворимость CdCO₃ и Cd₃(PO₄)₂ (Рамбиди, Березкин, 2008).

Заболоченные почвы содержат As, Mo, V, Se в малоподвижных формах. Большая часть элементов в этих почвах находится в сравнительно опасных и подвижных для живых организмов соединениях, как: соединения Pb, Zn, Co, Ni, Cr, Cu, Cd и Hg (Джирард, 2008). Токсичные загрязнения, в результате увеличения щелочности почвы, ведут к повышенной опасности перечисленными элементами (Путилина и др., 2014). Pb, в этих же условиях, менее токсичен, ввиду малоподвижности и недоступности растениям и живым организмам. Уменьшение кислотности почвы перечисленными элементами ведет к увеличению опасности загрязнения (Водяницкий и др., 2008). Аккумуляция слабоподвижных элементов вызывает изоморфное замещение в сорбции и соосождение с гидроксидами марганца и железа. Обычно они присутствуют в почвах с образованием слаборастворимых минеральных комплексов (Добровольский, 1983). При нахождении в структуре илистой фракции гуминовых кислот, монтмориллонита, усиливаются сорбционные процессы (Безносиков, и др., 2007).

1.2 Пути поступления тяжелых металлов в растения и их влияние

Важное место за оценкой экологического состояния природной среды и создания методик по охране окружающей среды от загрязнения ТМ отведено огромное место для изучения их аккумуляции растениями. Исходя из этого, все ТМ, проникая в растения, делятся на: 1) металлы, участвующие в метаболизме (Fe, Cu, Mn, Мо), становясь токсичными, если их уровень превышает необходимый для растений, и 2), металлы, не принимающие участия в метаболизме растений, которые токсичны доже в очень низких концентрациях (Pb, Cd, Hg), (Siedlecka, 1995).

Основные пути поступления ТМ в растения - это апоплазматический и симплазматический. Апоплазматический путь проходит по свободному пространству клеточных оболочек и межклетников, по принципу диффузии и потока воды, с растворенными в ней ТМ. Химические элементы, поступая в растения по этому пути, возрастают с увеличением их количества в почвенном растворе. При поступлении апоплазматическим путем ионы многих металлов преимущественно накапливаются в вегетативных частях растений. При накоплении ионов металлов в репродуктивных органах растений свойственен симплазматический путь. Помимо поступления ТМ в растительные организмы через корни, существует еще один путь - поглощение металлов через листовую поверхность. Содержащаяся в атмосфере растворенная пыль вследствие интенсивного развития промышленности и автотранспорта, способна проникать как прямо в устьица, так и диффундировать через покровные ткани листовой пластинки. При этом скорость проникновения элементов в организм зависит от толщины кутикулы. Поступление ТМ в растения обусловлено влиянием множества факторов, важнейшими из которых являются: свойства почв и динамика почвенных процессов, химические свойства металлов, состояние и трансформация их соединений, физиологические особенности растений (Матвеев и др., 1997).

Pb и Cd растения поглощают из двух видов источников: почвы и воздуха. Существуют два механизма поступления ТМ в растения: метаболический (активный - процесс поглощения клеткой против градиента концентрации) и неметаболический (пассивный - перенос ионов с градиентом их концентрации) (Lux et al., 2011).

Пассивном транспорт ТМ осуществляется в клетку при помощи трех каналов, в соответствии с законами осмоса и диффузии. Напротив активный транспорт ТМ в клетку идет с затратой энергии и сопровождается выборочным поглощением ионов из раствора. Условия внешней среды значительно влияют на соотношение активного и пассивного механизма поглощения веществ. (Uraguchi, Fujiwara, 2012; Khan et al., 2014).

По научным данным считать, что в основном ТМ перемещаются в надземные органы по апопласту, иногда транспорт ТМ идет по симпласту, что в свою очередь представляет угрозу отложения ТМ в клетках стеблей и листьев (Нестерова, 1989). Имеется также, что ТМ поступают апопластически в вегетативные части растений, а симпластически в репродуктивные органы (Алексеев, 1987).

По описанию А.Н. Нестеровой (1989), основной путь поступления Pb и Cd представлен двухэтапным поглощением, транспорт по апо и симпласту до эндодермы и в базальные участки корня. Далее происходит их проникновение в центральный цилиндр через молодую эндодерму поясками Каспари и частично через избирательно проницаемые мембраны протопласта в эндодерме, дальнейшее поступление части ионов или комплексных соединений металлов происходит по ксилеме в надземные органы.

Большим препятствием на пути поступления ТМ в надземные органы является корневая система растения. Она включает в себя слой клеток протодермы с прилегающими клетками меристемы, эндодерму и клетки центральной части апикальной меристемы (Серегин, Иванов, 1997).

Существуют механизмы, которые уменьшают концентрацию поступления ТМ в ризосфере. Клетки корня выделяют слизи, способные связывать металлы в почве, ограничивая тем самым их проникновение в растение (Милевская, 2007).

Также растения выделяют в ризосферу целый ряд соединений, связывающих ионы ТМ и осаждающих их на поверхности корня. Эти соединения называются органические кислоты, аминокислоты, фенолы, пептиды, ферменты (в частности, редуктазы). Благодаря этому, создается своеобразный барьер для проникновения свободных токсичных ионов в клетки корня растений (Чиркова, 2002). Растения семейства Poaceae помимо органических кислот выделяют в ризосферу фитосидерофоры - органические вещества, которые синтезируются из метионина и принадлежат к семейству мугеиновых кислот. Основной функцией фитосидерофоров является хелатирование , необходимое для лучшего его поглощения. Фитосидерофоры играют важную роль в поглощении цинка и в усилении поглощения растениями Cd. Так, выделение фитосидерофоров приводило к увеличению количества металла в клетках их корней. (Suzuki et al., 2008).

Кроме корневого у растений существуют еще как минимум два физиологических барьера, где возможно связывание тяжелых металлов: на границе корень-стебель и стебель-соцветие (Ильин, 1991).

Существуют почвенные факторы, которые влияют на поступление ТМ из почвы в растения такие как, тип почвы, рН почвы, форма нахождения ТМ и ее гранулометрический состав, содержание органических веществ (Гомонова и др., 2007; Синдирева и др., 2012).

К примеру, по исследованиям Гуннарссона (Gunnarsson, 1983), при снижении рН почвы с 7 до 5.5 содержание Cd в тканях райграса возрастало в 4 раза. В большинстве случаев поглощение ионов ТМ растениями находится в прямой зависимости от их доступного содержания в почве или почвенном растворе, например, в виде свободных ионов. Поглощение ТМ, кроме того, зависит от видовых особенностей растения и от фазы развития. Известно, что активное поглощение металлов наблюдается на ранних фазах онтогенеза, а у злаковых и в период созревания семян (Ильин, 1991).

Заметное влияние на растения может оказывать и поступление Pb и Cd из воздушных источников через листья. Делится на неметаболическую - проникновение через кутикулу (которое рассматривается как главный путь поступления) и метаболическую - накопление против градиента концентрации (Егошина, Шихова, 2008).

Металлы могут переноситься при поглощении листьями в другие органы и ткани растения, а также и в корни (Нестерова, 1989; Плеханова, Обухов, 1992;). Захваченные листьями металлы могут вымываться дождевой водой, так например, Pb легко удаляется с поверхности листа, потому что, присутствует в виде осадка (Reese, Roberts Robert., 1985), в отличие от Cd, который мало смывается и проникает в листья растений (Kabata-Pendias et al., 2005).

Прямой связи между корневым и воздушным поглощением ТМ в растительных тканях довольно трудно обнаружить, так как зависимости концентрации металла в окружающей среде и в растениях, не существует (Минкина и др., 2015).

Установлено, что чрезвычайно легко поглощаются растениями ионы Cd, Br, Cs (Kabata-Pendias et al., 2005). Pb медленнее других тяжелых металлов поступает в растения и транспортируется в надземные органы (Серегин И.В., Кожевникова А.Д., 2008).

Как правило, Pb, поглощенный корнями, накапливается в клеточных стенках. Там он связывается полиуроновыми кислотами полисахаридов. В коре корня Pb преимущественно передвигается по апопласту, в стеле он распределяется внутриклеточно. Существует два вида транспорта Pb и Cd из корней в надземные органы: по флоэме и ксилеме (Lane, Martin, 1982; Минкина и др., 2011). На ранних стадиях роль энтодермы корня растения развита слабо, поэтому Pb проникает в ксилему и уже оттуда в надземные части (Нестерова, 1989).

Поглощение Pb растениями происходит через листья из переносимого воздуха. Однако он плохо проникает в лист и почти не передвигается в нем. Так как барьером для него выступают эпидермис и особенно кутикула и наоборот, в условиях повышенной концентрации металла, может попадать до половины содержащегося в атмосфере Pb (Алексеев, 2015).

От видовых особенностей растения зависит поступление Pb в растения как корневым, так и воздушным путем. К примеру, большое количество Pb способны поглощать растения из семейств Rosaceae, Vacciniaceae и Роасеае (Милевская, 2000). По описаниям С.Ф. Покровской (1995), коэффициент биологического поглощения Pb для многих растений (овес, кукуруза, горох и т.д.) составляет 0,001-0,005, а Cd для этих же культур - 0,01-0,5. Отсюда следует, что одни и те же виды растений поглощают значительно больше Cd, чем Pb.

Влияние свинца и кадмия на организм человека: Данные Всемирной организации здравоохранения (ВОЗ) утверждают, что более 70% болезней вызвано выхлопными газами автомобилей (Шахраманьян, 2003). Известно, что в 150 городах России выбросы от автотранспорта намного превышают промышленные выбросы (Государственный..., 2008).

Соединения ТМ, поступающих в организм человека и их механизмы действия, не до конца известны. Существует предположение, что Pb является биологическим протектором при кадмиевой интоксикации (Гичев, 2003).

Биологическая роль Pb весьма мало изучена. Однако есть сведения, (Соколов, Черников, 1999), утверждающие, что малое количество металла жизненно необходимо для животных организмов, на примере крыс. Животные испытывают недостаток этого элемента при концентрации его в корме менее 0,05-0,5 мг/кг (Ильин, 1991; Кулинский, 1999).

Pb, относительно Hg и Cd, является менее токсичным, ввиду его меньшей подвижности в разных системах природной среды. Длительное воздействие Pb или превышающий показатель ПДК, способствуют негативному воздействию на здоровье человека. Он, проникая в организм, вызывает постоянные отравления с такими клиническими проявлениями как: поражение костного мозга, нарушение центральной и периферической нервной системы, изменение состава сосудов и крови (Понизовский, Мироненко, 2001).

При отравлении с Pb под удар вначале попадает нервная и кроветворная системы. Сильному свинцовому отравлению подвержены особенно дети. В организме у взрослых выводится Pb до 90 %, тогда как, у детей не выше 60 %.

Известно, что Pb у взрослых людей, в большей степени, накапливается в костях, а у детей от 30 до 40% откладывается в мозговой ткани и во внутренних органах. Признаками свинцового отравления служат: мышечная боль, анемия, постоянные головные боли. Pb - яд мутагенного и эмбриотропного характера. Однократный прием Pb для человека в дозе 155-454 мг на кг веса является летальный исход (Сотников, и др., 2013).

Cd, относительно Pb, аккумулируется в организме животных и человека значительно сильнее, потому что он легко усваиваясь из воды и пищи, который в дальнейшем попадает в органы и ткани (Сенцова, Максимов, 1985). Уже даже малая концентрация металла проявляет свою высокую токсичность. Избыток Cd способен ингибировать синтез ДНК, белков и нуклеиновых кислот, оказывает влияние на активность ферментов. К вышесказанному, можно добавить, что Cd нарушает усвоение и обмен некоторых микроэлементов (Se, Zn, Cu, Fe), вызывая их дефицит (Гальченко, 2002).

Характерной особенностью Cd в организме человека является его длительное удержание, которое сопровождается большим периодом полувыведения - 25 лет, отсутствием механизмов гомеостатнчеекого контроля. Проникает Cd в организм на тканевом уровне и в процессе всасывания. Преимущественно, накапливается в почках и печени, способен взаимодействовать с двухвалентными металлами.

Проявляет интоксикацию в нарушении почечной функции, анемии, остеомаляции, легочной недостаточности, и потере обоняния. Предполагают, что Cd участвует в развитии сердечно-сосудистых заболеваний и возможным канцерогенным эффектом (Сенцова, Максимов, 1985; Brown, 1999). Сильная интоксикация кадмием проявляется болезнью итай-итай.

Основными признаками служат: деформация скелета с видимым уменьшением роста, утиная походка, поясничными болями, боль в мышцах ног. Также, наблюдаются размягчение костей и их переломы при кашле, гипохромная анемия, изменения в желудочно-кишечном тракте, дисфункция почек, нарушение функции поджелудочной железы и др. (Abriano, 2001; Мотузова.2009).

1.3 Влияние тяжелых металлов на рост и развитие растений

Растения являются маркерами геохимического состояния среды, ввиду аккумуляции металлов из воздуха и загрязненных почв, способны накапливать разные виды металлов в зависимости от деятельности промышленного предприятия (Argьello et al., 2007).

Увеличение концентрации металлов в почве снижает общую биологическую активность. Это, в свою очередь проявляется в росте и развитии растения, при этом реакция растения на избыток загрязнителя у всех по-разному. Эксперименты подтвердили неравномерность распределения металлов по органам растений. Концентрация химических элементов в растениях различается в разных его частях, зависит от возраста фазы и развития. В значительной степени концентрация металла высока в листьях. Это связано с накоплением ТМ ввиду перехода их в малоподвижное состояние (Ефремова, Губин, 2006; Опекунова, Захарян, 2012).

Содержание этих элементов в разных частях растений может находиться в широких диапазонах. Как известно, некоторые ТМ в небольших количествах необходимы растениям. Содержание Pb в диапазоне 2-6 мкг/кг сухого вещества способствует дефициту его в надземной части растения (Berti,1996; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). К примеру, даже при высоком содержании Pb в почве, из-за того, что он находится в виде малорастворимых соединений, его содержание в почве не выходит за пределы 50 мг/кг. В сильно загрязненных Pb почвах индийская горчица способна накапливать лишь 200 мг/кг токсиканта, которая хотя и является генетически предрасположенной к усвоению ТМ (Добровольский, 2003).

Ионы Cd способствуют образованию некрозов и хлорозов на листьях и замедление роста стебля и корня растения. Биохимические и физиологические процессы объясняют данные явления. Cd на клеточном уровне ингибирует фотосинтез растений. Объясняется это взаимодействием Cd c ферментами, выполняющими роль катализаторов (Хаданович, 2010).

Ионы ТМ оказывают отрицательное влияние на деление клеток. Доказано, что сильное деление клеток осуществляется в апикальных меристемах корня и побега. Все органы растения формируются, главным образом, за счет функционирования меристематических клеток (Медведев, 2004). Исследования показали, что присутствие ТМ в больших дозах замедляют деятельность клеточных делений, уменьшают численность клеток на всех фазах митоза, увеличивают длительность митотического цикла (Серегин, Иванов, 2001).

Кроме отрицательного влияния на митотический цикл, ТМ способствуют замедлению на постсинтетический (G2) и пресинтетический (G1) этапы клеточного деления. Нарушения цитогенетических и меристематических процессов в клетке корня, также вызывает повышение концентрация ТМ.

К примеру, при увеличении концентрации Cd в растворе в фазе деления клеток у растения Crepis capillaries отмечается спирализация хромосом, образование тетраплоидных клеток, неравное распределение хромосом к полюсам клетки (Ваулина и др., 1978). Аналогично ведут себя и др. ТМ: Zn, Ni, Pb (Довгалюк и др., 2001; Демченко и др., 2005). Отмечено, что ТМ - Сd, Ni ведут к повреждению ядер, нарушают синтез РНК и подавляют активность рибонуклеазы. Основополагающей причиной нарушений клеточного деления является его связывание ионами металлов белков и ферментов, отвечающих за митоз.

В конечном итоге, активность белков уменьшается. (Иванов и др., 2003; Серегин, Кожевникова, 2006). В исследованиях, проведенных по изучению воздействия Pb и Cd на апикальные стеблевые меристемы (апекс, конус нарастания) однолетних злаков.

Замечено, что малая концентрация металлов в растворе способна не только уменьшить размер апекса, но и вести к снижению темпов заложения репродуктивных и вегетативных органов (Казнина, 2003). Большие концентрации уксуснокислого Cd (800 и более мг/кг субстрата) приводят к нарушению у растений органогенеза, остановке роста и развития конуса нарастания (Казнина и др., 2006).

Важно отметить, что ТМ, проявляя мутагенные действия, могут вызывать хромосомные изменения, соли же ТМ способствуют возрастанию хромосомных изменений в метафазе клетки. Это происходит ввиду взаимодействия молекул ДНК с ионами металлов, уменьшая стабильность структуры клеток (Wierzbicka, 1994; Яхин и др., 2009).

Как известно, ТМ оказывают отрицательное действие и на растяжение клеток. Например, Cd в концентрации 50 мг/кг ингибирует рост корневой системы у растений - ячменя, риса, кукурузы и пшеницы (Яхин и др., 2009).

Механизм растяжения ростом при воздействии ТМ проявляется в снижении эластичности стенок клеток. Имея большое сродство к SН-группам, в составе клеточной стенки образуются прочные связи белков с ионами металлов, которые препятствуют ее растяжению. Наличие ТМ повреждает структуру микротрубочек, что связано с уменьшением эластичности стенок клетки и нарушением водного баланса клетки (Иванов и др., 2003). ТМ способны образовывать активные формы кислорода и другие свободные радикалы. ТМ являются причиной окисления компонентов клеточных стенок (Ваулина и др., 1978). Это, в свою очередь, отрицательно отражается на росте растяжением. Также соли ТМ негативно влияют на минеральное питание, гормональный баланс, процессы дыхания и фотосинтеза (Sandalio et al., 2001).

1.4 Влияние тяжелых металлов на окислительно-восстановительные ферменты

Чувствительным индикатором антропогенного загрязнения почв является ее ферментативная активность (Хазиев, 2005).

Ведущую роль в почвенной биодинамике занимают оксидоредуктазы и гидролазы. Ферменты, принадлежащие к группе оксидоредуктаз, ускоряют окислительно-восстановительные реакции, которые играют значительную роль в биохимических процессах почвы и в клетках живых организмов (Вяль, Шиленков, 2009).

Несмотря на ограниченный набор коферментов, оксидоредуктазы способны ускорять большое количество различных видов окислительно-восстановительных реакций. Это происходит благодаря способности соединяться активных групп с другими неактивными группами ферментов, в результате чего образуется всегда оксидоредуктаза, аналогичная по отношению к тому или иному раствору (Мурзабаев и др., 2014).

Из класса оксидоредуктаз значимую часть занимают окислительно-восстановительные ферменты: каталаза, дегидрогеназа, полифенолоксидаза, пероксидаза (Горбов, Безуглова, 2013).

Окислительно-восстановительные ферменты участвуют в разложении токсических соединений перекиси водорода (каталаза), формировании почвенного плодородия (пероксидаза, полифенолоксидаза). Эти ферменты реагируют на воздействие неблагоприятных факторов среды, в частности, на воздействие ТМ, обладающих сильными окислительно-восстановительными свойствами (Минеев, и др., 2001).

Одним из ведущих механизмов устойчивости растений к ТМ является синтез в клетке малочувствительных к ТМ ферментов с другими структурами, которые позволяют действовать в этих условиях (Косицин, Игошина, 1988).

Это происходит за счет изменений в расположении упорядоченности аминокислот, которые не оказывают влияния на активные центры ферментов, не влияют на их каталитические свойства.

Все это приводит к созданию более устойчивых ферментов к подавляющему действию ТМ (Феник и др., 1995). Главная роль в защите растений от негативного действия ТМ отводятся антиоксидантным ферментам (каталаза, пероксидаза, супероксиддисмутаза), которые в свою очередь, увеличивают активность в этих условиях (Шевякова и др., 2003; Wu et al., 2003).

Известно, что ферменты, иммобилизованные на почвенных частицах более устойчивы к воздействию разрушающих факторов (Хазиев, 2007). Следовательно, это оказывает нейтрализацию пероксидов и свободных радикалов, которые образуются под воздействием ТМ (Devi, Prasad, 2005).

Губительная для живых микроорганизмов и растений перекись водорода образующуюся в процессе биологического окисления разлагается на воду и молекулярный кислород

(2>+)

с помощью каталазы (Федотов и др., 2005).

Каталаза - относится к гемопротеидам, в активном центре, которого находится двухвалентное железо. Фермент - каталаза широко распространен в растениях (пероксисомах, митохондриях), в клетках животных и в почвенной биоте (Минеев и др., 2001; Хазиев, 2004; Федотов и др., 2005). Поскольку фермент имеет низкое сродство к перекиси водорода, он начинает функционировать только при относительно высоких ее концентрациях в среде. Замечено, что активность каталазы вниз по профилю мало изменяется, она обратно пропорциональна влажности почв и прямо пропорциональна температуре. Характерная особенность фермента по отношению к субстрату, т.е. к восстановителю незначительна, следовательно, он может катализировать не только расщепление перекиси водорода, а также способствует окислению низкомолекулярных спиртов и нитритов (Гарифзянов и др., 2011, Хазиев, 2005).

Под действием ТМ происходит снижение активности каталазы, ввиду нарушений в строении почвенных микроорганизмов, которые прослеживаются в искажения показателей ферментативной активности почвы (Серегин, Кожевникова, 2008). ТМ способны изменять чувствительность фермента к субстрату, и переводить его в водорастворимое состояние, что, в свою очередь, отражается на скорости реакции. Снижение активности каталазы играет отрицательную роль для почвы, т.к. нарушается расщепление перекиси водорода, которая образуется при биологическом окислении. Однако выявлено, что действие ТМ на ферменты проявляется выборочно, т.е. при одном и том же содержании металлы понижали активность одних ферментов и не изменяли активность других ферментов (Кочетков, Лазарева 1999).

Пероксидаза при помощи перекиси водорода и органических перекисей ускоряет окисление органических химических соединений, которые образуются из ненасыщенных жирных кислот, каротиноидов (Шашурин, 2012). Фермент способствует переносу кислорода от молекулы субстрата к перекиси. Субстратами пероксидазы являются многие соединения - фенолы, нитриты, ароматические кислоты, анилин, толуидин, аскорбиновая кислота и другие соединения (Плешакова и др., 2010).

При этом задача фермента заключается в активировании перекисей, т.к. они проявляют слабое окисляющее действие на фенолы. В дальнейшем цикле может протекать процесс конденсации хинонов с пептидами и аминокислотами, из которых образуется первичная молекула гуминовой кислоты, что в свою очередь способна усложняться за счет повторных конденсаций. Выше перечисленные реакции играют важную роль в процессе образования гумуса (Хазиев, 2005).

Фермент не только принимает участие в циклах почвы, фотосинтеза и дыхания растений, но и играет главную роль в защите растений от инфекционных заболеваний. Отмечено, что уровень повреждения растений, концентрация фенолов и активность пероксидазы находятся в положительной корреляции. Отмечано, что переработка интактного неповрежденного материала находится ниже уровеня окислительных процессов по сравнению с переработкой инфицированного растительного сырья (Белякова и др., 2010).

Действие пероксидазы регулируется с помощью ионов следующих металлов - Mn, Zn, Cu, Ca и др. Их наличие отражается на соотношении собственно оксидазной, оксигеназной и пероксидазной активности. Цианиды и хелаты ведут к уменьшению активности пероксидазы (Хлыстов и др, 2016).

При действии ТМ отмечается повышение активности фермента. Образующаяся перекись водорода при действии ТМ стимулирует активность пероксидазы, что является одним из компонентов реакции (Плешакова и др., 2010).

Полифенолоксидаза - медьсодержащий фермент. Он, как и пероксидаза ускоряет процессы оксисления молекулярного кислорода. Фермент катализирует не только разнообразные реакции полифенолов, но и монофенолов (в частности, тирозина), о-дифенолов с образованием соответствующих хинонов и распадом его в более низкомолекулярные соединения. Полифенолоксидаза занимает ведущее место в образовании гумуса, который является буфером и накопителем токсичных элементов. Уровень активности фермента, служит показателем ускорения процессов минерализации гумуса (Нечаева и др., 2015).

Также, Процесс дыхания растений служит промежуточным звеном в системе «полифенол - хинон» при окислении органических соединений. Наблюдается отличительная особенность активности полифенолоксидазы в онтогенезе растений на окислительный стресс при нанесении вредного воздействия (Физиологические …, 2000; Давыдова, Тагасов, 2002).

При воздействии ТМ происходит уменьшение активности полифенолоксидазы, ввиду удаления меди из активного центра фермента. Это ведет к нарушению процессов образования органических соединений ароматического ряда в компоненты гумуса. Что, в свою очередь, приводит к снижению плодородия почвы (Хазиев, 2005).

По данным литературы невозможно сделать однозначные выводы относительно влияния разных металлов на активность антиоксидантных ферментов. Активность ферментов, в большей степени, зависит от продолжительности воздействия токсичных ионов. Выявлены также отличия в активности антиоксидантных ферментов в зависимости от органа.



1.5 Методы детоксикации почв, загрязненных тяжелыми металлами

Для снижения отрицательного последствия распространения ТМ в природной среде используются мероприятия, которые направлены на предотвращение объектов загрязнения окружающей природы, внедрение новых методов с целью экологически безопасного влияния на среду, а также на пищу, используемую человеком и сельскохозяйственными животными (Серегин, Кожевникова, 2006; Репкина и др. 2013).

Значительная роль при загрязнении автотранспортом принадлежит зеленым насаждениям в виде локализации их. Они служат природным препятствием на пути рассеивания Pb. За счет защитных полос уровень загрязнения понижается в 1.5-2.0 раза (Ильин, и др., 2000). На автострадах полоса отчуждения с интенсивным движением должна устанавливаться не менее 100м шириной.

Защитные посадки не рекомендуется использовать под огороды и пастбища. Иногда необходимо ввести запрет для использования сельскохозяйственных нужд и более удаленные участки, а имеено не возделывать листовые овощи, т.к. они аккумулируют Pb поступающий из атмосферы на листовой поверхности (Исунов, 1998).

В промышленных зонах для снижения химического загрязнения почв необходимо связать химическое загрязняющее вещество в недоступные для растений соединения, а также вести процессы к улучшению биогенного обогащения разработать агротехнические и мелиоративные (Минеев, и др., 1989).

При агротехнических мероприятиях важно знать структуру почвы как показателя для нахождения способов наилучшего мобилизации ей потенциала, вводить специальную агротехнику попарно с химической мелиорацией. Из всех перечисленных методов, исследованных учеными, универсального приема обезвреживания ТМ не существует (Фатеев, и др., 2002).

Снижение загрязнения ТМ почв можно внесением органических веществ, гипса, извести, фосфатов. Применение извести высоко результативно на высокобуферных и с кислой реакцией почвах.

Увеличение рН (7.5) способствует образованию подвижных соединений шестивалентного хрома, которые незначительно поглощаются и проявляют свою токсичность. Известь и фосфоросодержащие соединения, снижают проникновение в растения металлов - токсикантов и тем самым ухудшают поглощение элементов - метаболитов (Cu, Zn, Mn), приводя к образованию их дефицита, в то же самое время, снижая урожай сельскохозяйственных культур (Большаков, Борисочкина, 2002; Шаркова, 2010).

Один из способов детоксикации - внесение в почву органических и минеральных соединений. В исследованиях с почвой, значительно загрязненной ТМ, показана эффективность СОРБЭКСа. В результате внесения сорбента на загрязненную почву, была получена продукция безопасная для здоровья. Содержание ТМ (Ni, Pb, Fe, Cu, Zn,) в растениях овса посевного, возделанного на почве с применением сорбента, не выходило за рамки ПДК, тогда как без сорбента превышало в 1.5-2.0 раза свой показатель (Кирейчева, и др., 1995).

Был выявлен тот факт, что при внесении сульфата аммония, Cd приобретает большую подвижность и становится доступным для растений. При увеличении доз наблюдалось увеличение подвижности элемента. При добавлении кальциевой селитры, Cd был малоподвижен и практически не подвижен при внесении известковоаммиачной селитры.

При низких дозах азота в глинистой почве, содержание Cd в растениях было выше, чем на супесчаных. При больших концентрациях зависимость была иная. Азотные удобрения воздействуют на кислотность почв, меняя подвижность Cd для растений: чем сильнее почва подкислена, тем сильнее подвижность Cd и, следовательно, он становится более доступным для растений (Орлов, 2002; Яковишина, 2006).

Уменьшение подвижности Pb в почве достигается внесением органических удобрений в почву. С течением времени органические удобрения минерализуются и поэтому не ясен иммобилизационнный эффект (Лепнева, Обухов, 1987; Шаркова, Надежкина, 2008).

Следует отметить, что одним из главных факторов плодородия почвы является реакция почвенной среды, которая регулируется внесением извести. Но кислые почвы имеют ряд недостатков.

Известкование почвы улучшает физические и физикохимические свойства; значительно снижается плотность сложения и сопротивление механическим обработкам, меняется структура почвенного поглощающего комплекса, повышается фильтрационная способность и аэрация, увеличивается катионообменная способность.

Известкование улучшает поглощение удобрений и элементов питания из почв растениями, также благоприятно влияет на почвенную микрофлору. Следует также отметить, увеличение Са в почве, ведет к значительному снижению накопления корнями многих ТМ, особенно Pb. Известкование приводит к связыванию ТМ с комплексами органических веществ почвы, что уменьшает подвижность Zn, Ni, Hg, Cd, Cu, Cr (Налимова и др., 2005).

Используя агротехнические приемы, регулируется подвижность ТМ. Внесение биогумуса и доломитовой муки понижают подвижность всех форм исследованных ТМ (кроме мышьяка), масса которого при известковании увеличивается (Шаркова, 2010, Солдатова и др., 2014).

В результате проведённых экспериментов можно сделать вывод, что исследованию химического поведения ТМ - Pb и Cd почвах и других объектах агроэкосистем в наше время отводится большое, но всё же недостаточное внимание. свинец металл детоксикация экосистема

Это является причиной недооценки проблемы из-за недостаточности аналитической информации и неимением средств инструментального характера для изучения, исследования и содержания ТМ в объектах природной среды. Оптимальным путем изучения механизмов поглощения ТМ является лабораторный способ.

Следовательно, из всего выше сказанного в нашей работе была сделана попытка исследования подвижности ионов ТМ - Pb, Cd, в почвах при разных концентрациях на модельном участке, с последующим изучением методом биоиндикации и фитотоксичности. В данном эксперименте был взят в качестве тестовой культуры овёс посевной, который быстро реагирует на поступление и аккумуляцию ТМ.



ГЛАВА 2. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

2.1 Объект исследования

В качестве объекта исследований была использована урбанизированная почва (среднемощная, малогумусная, среднесуглинистая), отобранная на территории теплицы БашГУ г. Уфа. Данный участок теплицы находится неподалеку от заброшенного завода, на котором в течение 30 лет проводилась работа со сплавами тяжелых металлов. Почва также была изменена в результате строительных работ, проводимых на данной территории.

На урбанизированной почве произрастают деревья и травы. В основном преобладает луговая растительность: одуванчик полевой (Taraxacum officinale), вьюнок полевой (Convolvulus arvensis), тысячелистник обыкновенный (Achillea millefolium), ромашка лекарственная (Matricaria recutita), полынь горькая (Artemisia absinthium), цикорий обыкновенный (Cichorium intybus).

2.2 Методы исследования

Для изучения физических и физико-химических свойств почвы определяли: