Некоторые аспекты оценки экологической безопасности промышленных отходов

Размещено на http://www.allbest.ru/

Некоторые аспекты оценки экологической безопасности промышленных отходов

В.В. ДАЦЕНКО, Н.Л. ХИМЕНКО

Аннотация. В работе экспериментально смоделированы и проанализированы результаты экологического исследования отходов предприятий гальванических производств. Рассмотрены особенности миграции меди и цинка в разных типах почв и представлены экспериментальные данные по влиянию тяжелых металлов, содержащихся в техногенно-загрязненных почвах, на растительные объекты в контролируемых условиях.

\ Ключевые слова: медь, цинк, гальваношлам, почва, тест-растение.

Проблема и ее связь с научными и практическими задачами

Твердые отходы предприятий гальванических производств, так называемые гальваношламы (ГШ), содержащие тяжелые металлы (ТМ), являются источником биотического, механического, химического и иных видов загрязнения [1-3]. Для уменьшения их вредного воздействия на окружающую природную среду (ОПС) на предприятиях используются различные методы их обезвреживания: механические, химические, физико - химические и биологические. Однако, отсутствие приемлемого финансирования предприятия препятствует решению проблем с утилизацией отходов, поэтому большую часть ГШ складируют в шламонакопителях, что обусловливает возрастание техногенного загрязнения всех компонентов ОПС [2, 3].

Анализ исследований и публикаций

Миграция химических элементов, содержащихся в складированных ГШ, происходит в результате физико-химических процессов под воздействием климатических и погодных факторов. При этом загрязнения могут распространяться с инфильтрацией атмосферных осадков через слой отходов в почву примыкающих участков [4, 5]. В отечественной и зарубежной литературе имеются публикации, посвященные изучению проблемы влияния ГШ на ОПС и здоровье населения [3-11]. Однако, содержащаяся в этих публикациях информация не в полном объеме отражает санитарногигиенические и экологические характеристики обезвреженных ГШ. Поэтому результаты изложенных в работах исследований невозможно использовать для объективной оценки их экологической безопасности. При оценке экотоксикологических характеристик промышленных отходов необходимо изучать их комплексное техногенное воздействие: с одной стороны, необходимы сведения о процессах миграции соединений из отходов в почвы, с другой стороны, важно исследовать влияние загрязнителей, проникающих вглубь почвы, на объекты ОПС [3-10].

Постановка цели и задач исследования

Определять экотоксичность отходов наиболее эффективно с помощью биологических методов анализа, которые позволяют помимо общего неспецифического влияния на биотест выделить некоторые специфические реакции на отдельные химические вещества или группы веществ [6, 7, 9]. Цель исследований - определить особенности миграции меди и цинка в почвах при загрязнении ГШ и установить их влияние на показатели активного роста и развития тест-растений. В соответствии с поставленной целью решались следующие задачи: в лабораторных условиях экспериментально смоделирована система «ГШ - почва», рассмотрены особенности миграции меди и цинка в разных типах почв, исследовано влияние ТМ, содержащихся в техногенно-загрязненных почвах, на растительные объекты в контролируемых условиях.

Методы исследования

В рамках лабораторных экспериментов для изучения миграции в почве были выбраны металлы Cu и Zn, выбор которых был обоснован их наибольшими концентрациями в промышленных ГШ, а также высоким классом опасности [2]. Для установления особенностей миграции выбранных металлов на моделях почвенных горизонтов использовали образцы почв - дерново-оподзоленной связно-песчаной, луговой аллювиальной супесчаной, лугово-черноземной легкосуглинистой, чернозема типичного среднесмытого тяжелосуглинистого.

В качестве загрязнителей в условиях лабораторного эксперимента использовали модельный шлам, полученный реакцией нейтрализации сульфатного медно-цинкового раствора известью.

В лабораторных условиях для создания модели почвенных слоев использовали пластиковые трубы c диаметром 35 см и высотой 100 см. Всего в лабораторных экспериментах было задействовано 4 почвенных колонки. На верхней поверхности каждой почвенной колонки помещали измельченный модельный сульфатный медно-цинковый шлам, который в течение 6 месяцев промывался дистиллированной водой в режиме, соответствующем естественному увлажнению. Для установления особенностей миграции Си и Zn отбирали образцы почв в разных слоях: 0-5 см, 10-15 см, 20-25 см, 50-75 см и 100 см.

Для изучения особенностей миграции меди и цинка и их распределения в почвенных слоях были рассмотрены коэффициенты накопления (К_с) элементов, показывающие во сколько раз увеличено содержание данного элемента в загрязненной почве по сравнению с незагрязненной [8].

Определение степени токсичности образцов почв проводили по методике биотестирования [9, 10], представляющей собой исследование реакции тест- объектов на действие загрязняющих веществ и позволяющей получить интегральную оценку степени их фитотоксичности. В качестве тест-объектов использовали семена кресс-салата и овса, а в качестве показателя токсичности - всхожесть, энергию, дружность и продолжительность прорастания семян в разных слоях почв, загрязненных ГШ.

Анализ ростков семян осуществляли на 30-е сутки после выращивания. Величину показателя контрольных (L0) и опытных (Ход) семян вычисляли как среднее арифметическое (L_cv) из совокупности данных о длине надземной части или корней проростков [10].

Для оценки влияния загрязнения почвы Cu и Zn на прорастание семян использовали следующие показатели: всхожесть, энергию, дружность и продолжительность прорастания [9, 10]. Под всхожестью понимали число семян, проросших за 7 суток, выраженное в процентах от общего количества семян, взятых для проращивания; под энергией прорастания - количество семян, проросших за первые 3 сут проращивания в процентах от общего количества семян, взятых для проращивания. Для более точной характеристики скорости прорастания проводили ежедневный учет проросших семян и рассчитывали дружность и продолжительность прорастания [9, 10].

Экспериментальные результаты и их обсуждение

Полученные экспериментальные данные (табл. 1) исследования особенностей миграции меди и цинка из ГШ в рассмотренных типах почв показали, что техногенная миграция меди и цинка в системе «ГШ - почва» объясняется в первую очередь химическим составом ГШ.

Таблица 1 - Накопление подвижных форм меди и цинка и изменение рН водной вытяжки в почвенных слоях после загрязнения

Значительное увеличение содержания меди и цинка наблюдается по глубине во всех слоях исследуемых почв в условиях эксперимента. Максимальные накопления в верхнем слое (0-5 см) (K_c(Cu) = 5,2-33,9 и K_c(Zn) = 73,5-657,1) значительно превышают аналогичные показатели в нижних (50-100 см) (K_c(Cu) = 1,0-2,6 и K_c(Zn) = 0,6-2,3), что связано в первую очередь с техногенным поступлением из шлама. По интенсивности миграции меди и цинка из шлама и трансформации в верхний слой исследуемые почвы можно расположить в ряд: чернозем типичный среднесмытый тяжело-суглинистый < дерново оподзоленная связнопесчаная < луговая аллювиальная супесчаная < лугово-черноземная легкосуглинистая.

Изучение изменения кислотности почв после загрязнения их ГШ (табл. 2) показало, что во всех слоях исследуемых почв относительно фоновых образцов (рНф) происходит снижение уровня рН в 1,1-1,3 раза. Управляющим фактором выщелачивания меди и цинка из ГШ является реакция среды: в кислой и слабокислой среде ГШ способен создавать импактные, ударные техногенные нагрузки на почву. Динамика изменения уровня кислотности в исследуемых почвах с глубиной обусловлена внутрипочвенными процессами (химическими реакциями, сопровождающими выщелачивание шлама и трансформацию веществ в почвы): рН в поверхностном слое (0-5 см) на 0,2-0,5 единицы ниже, чем в подповерхностном (10-15 см). Наибольшее накопление металлов наблюдается в лугово-черноземной среднесуглинистой (К_с(Си) = 34 и K_c(Zn) = 657), где среда почвы имеет наиболее интенсивное уменьшение рН с 7,0 до 5,0. Отмечено, что в исследуемых почвах с повышением рН подвижность меди и цинка снижается: подвижность Cu в кислых почвах выше, чем в нейтральных или щелочных, а Zn имеет максимальную подвижность в почвах, реакция которых нейтральная или приближается к ней. Наименьшая миграционная способность меди и цинка отмечена в черноземе типичном среднесмытом тяжелосуглинистом, слабощелочные условия которого усиливают переход Cu и Zn в неподвижное состояние и способствуют закреплению почвенными частицами их соединений.

Таблица 2 - Значения ПДКп. отн для ионов меди и цинка в исследуемых почвах после загрязнения

Для экологической и санитарно-гигиенической оценки загрязнения исследуемых почв медью и цинком после загрязнения медно-цинковым шламом были получены сравнительные данные о содержании меди и цинка в тестируемых почвах (С, мг/кг) с их предельно допустимыми концентрациями в почвах (ПДКп(Си) = 3 мг/кг; ПДКп^п) = 23 мг/кг). В табл. 2 они представлены как значения ПДКп отн (ПДКп.отн. - рассчитаны как соотношение концентраций Си²+ и Zn²+ в загрязненных почвах к их ПДКп соответственно). Исследуемые почвы после загрязнения медно-цинковым шламом независимо от глубины слоя характеризуются низким уровнем загрязнения по Си. По цинку характер загрязнения определяется типом почвы и в тяжелых гумуссированных почвах степень загрязнения с увеличением глубины меняется от очень высокого в верхнем слое, испытывающем техногенную нагрузку, до допустимого уровня в нижних.

Проведенный сравнительный морфологический анализ позволил установить наличие зависимости между активностью роста и развития тест- растений (рис. 1) и содержанием ТМ в почве, превышающем их ПДКп (табл. 2).

Рис. 1 - Зависимости длины проростков кресс-салата (а) и овса (б) (продолжительность выращивания 30 сут) от слоя загрязненной ТМ почвы:

1 - дерново-оподзоленная связнопесчаная, 2 - луговая аллювиальная супесчаная, 3 - лугово-черноземная легкосуглинистая, 4 - чернозем типичный среднесмытый тяжелосуглинистый

Изменения длины корневой и надземной частей тест-растений (рис. 1) в зависимости от показателя ПДКп.отн. металлов-токсикантов в почвах (кроме дерново-оподзоленной связнопесчаной для кресс-салата) указывают на отсутствие неблагоприятного фитотоксического воздействия: средняя длина надземной части и корневой системы растений (Ход) сравнима, а в некоторых слоях даже превышает аналогичные показатели в контрольном образце (Zo).

Отмечено, что рост и развитие тест-растений не только имеют существенную зависимость от типа загрязненной почвы, но и определяются физиологией самих растений. Так, для почвы дерново-оподзоленной связнопесчаной характерно достоверное ингибирование развития салата (рис. 1, а), где семена взошли только в нижних слоях тестируемой почвы (20-25, 50-75, 100 см), а на 20-е сутки погибли все ростки. Для овса же наблюдается достоверная тенденция стимуляции роста в аналогичных условиях этой почвы (рис. 1, б), а в нижнем слое (100 см) даже отмечено превышение длины ростков в 1,2 раза и корневой системы в 3,3 раза по сравнению с контрольными образцами. Это можно объяснить тем, что кресс- салат более чувствителен к присутствию ионов ТМ в почвах, чем овес, и ингибирующее действие этих ионов на кресс-салат не снижается со временем, как у овса. В результате этого, за счет истощения собственных ресурсов надежности, растения салата становятся ослабленными и погибают.

Среди показателей прорастания семян в условиях модельного загрязнения почв ТМ наиболее информативными оказались ростовые показатели [9, 10] - всхожесть, энергия, дружность и продолжительность прорастания (рис. 2-5). Анализ показателей прорастания семян в условиях модельного загрязнения почв ТМ показал, что до 7 суток стимулирующий эффект меди и цинка на рост исследуемых тест-растений во всех вариантах эксперимента в среднем проявился сильнее, а токсичное действие - слабее. При увеличении срока роста до 30 суток характер развития растений меняется. Для кресс-салата в этом периоде времени в среднем достоверно проявляется угнетающий эффект действия металлов. Для растений овса это воздействие в основном проявляется в стимулировании роста. Такие изменения в развитии растений в ходе выращивания, возможно, объясняются не только типом загрязненных почв и физиологией самих растений, но и влиянием ТМ на исследуемые тест- объекты. Т.к. известно, что Zn и Cu относятся к группе металлов средней степени поглощения растениями [11], то на начальных сроках развития семена тест-культур имели достаточный потенциал питательных веществ для подавления негативного влияния ТМ. Однако на более поздних сроках развития угнетающее действие металлов-токсикантов усиливается.

Диаграммы анализа энергии прорастания (рис. 2) для семян исследуемых тест-растений показывают достаточно высокие показатели во всех слоях загрязненных ТМ почв.

В сравнении с контрольными образцами, превышение показателя энергии прорастания для семян овса (рис. 2, б) отмечено практически во всех тестируемых почвах (кроме лугово-черноземной легкосуглинистой). Для кресс-салата аналогичное превышение (рис. 2, а) отмечено в нижних слоях луговой аллювиальной супесчаной и чернозема типичного среднесмытого тяжелосуглинистого, где кратность превышения, соответственно, составляет 1,3--3,4 и 1,4--1,8.

Следует отметить, что энергия прорастания у семян овса значительно выше, чем у семян кресс-салата. Так, в дерново-оподзоленной связнопесчаной кратность такого превышения составляет 9--23, в луговой аллювиальной супесчаной -- 4--6, в лугово-черноземной легкосуглинистой и черноземе типичном среднесмытом тяжелосуглинистом -- 2. Это может быть связано с более длительным периодом прорастания семян кресс-салата по сравнению с семенами овса.

Показатель всхожести семян (рис. 3) практически во всех вариантах тестируемых почв также достаточно высокий для обеих тест-растений.

Рис. 3 -- Зависимость всхожести прорастания семян салата (а) и овса (б) от слоя загрязненной ТМ почвы: 1 -- дерново-оподзоленная связнопесчаная, 2 -- луговая аллювиальная супесчаная, 3 -- лугово-черноземная легкосуглинистая, 4 -- чернозем типичный среднесмытый тяжелосуглинистый

Отмечено наличие заметной зависимости между содержанием ТМ в почве, превышающем ПДКп, активностью роста и развитием, энергией прорастания и всхожестью семян тест-растений. Так, при уменьшении показателя превышения ТМ в слоях тестируемых почв (табл. 1) проявляется стимулирование надземной и корневой систем проростков (рис. 1) исследованных тест-культур при повышении их энергии прорастания (рис. 2) и всхожести (рис. 3). Т.е., уменьшение концентрации металлов приводит к снижению токсического действия металлов на тест-растения. Это особенно заметно в нижних слоях почв (20--25, 50--75, 100 см), где содержание ТМ снижается, а всхожесть увеличивается в сравнении с контрольными образцами (кроме дерново-оподзоленной для кресс-салата). Таким образом, можно отметить, что тестируемые почвы не являются фитотоксичными, а определенное превышение в них показателя ПДКп.отн. меди и цинка в некоторой степени способствует стимулированию процессов роста и развития исследуемых растений.

В период наблюдений за ростом и развитием тест-растений при выращивании на загрязненных ТМ почвах установлено, что дружность (рис. 4) и продолжительность прорастания (рис. 5) семян этих растений имеют низкие показатели.

Рис. 4 - Зависимость дружности прорастания семян салата (а) и овса (б) от слоя почвы, загрязненной ТМ: 1 - дерново-оподзоленная связнопесчаная, 2 - луговая аллювиальная супесчаная, 3 - лугово-черноземная легкосуглинистая, 4 - чернозем типичный среднесмытый тяжелосуглинистый

Для семян овса показатель дружности прорастания (рис. 4, б) в сравнении с контрольными образцами имеет достоверно высокие значения практически во всех почвах, кроме лугово-черноземной легкосуглинистой почвы. А для семян кресс-салата (рис. 4, а), наоборот, достоверное превышение в 2-4 раза наблюдается только в лугово-черноземной легкосуглинистой почве.

Рис. 5 - Зависимость продолжительности прорастания семян салата (а) и овса (б) от слоя загрязненной ТМ почвы: 1 - дерново-оподзоленная связнопесчаная, 2 - луговая аллювиальная супесчаная, 3 - луговочерноземная легкосуглинистая, 4 - чернозем типичный среднесмытый тяжелосуглинистый

экологический отходы тяжелый металл

Продолжительность прорастания (рис. 5) для семян кресс-салата в 2-4 раза выше в луговых и черноземных почвах в сравнении с контрольными образцами. Для семян овса аналогичное превышение отмечено в дерново- оподзоленной связнопесчаной в 2 раза и лугово-черноземной легкосуглинистой в 1,3 раза.

Отмеченные выше различия в развитии и росте исследуемых тест- растений (рис. 2-5), очевидно, зависят от физиолого-биохимических процессов, протекающих в самих растениях. Очевидно, что более высокие показатели всхожести, энергии, дружности и продолжительности прорастания у семян овса (рис. 2-5, б) в сравнении с аналогичными показателями у кресс- салата (рис. 2-5, а) объясняются более высокой сбалансированностью в них запасов питательных веществ и более высоким уровнем фитогормональных процессов. Кроме того, установлено, что растения овса оказались менее чувствительными к токсическому действию меди и цинка, что возможно определяется их более высокой способностью переводить соединения ТМ в физиологически неактивное состояние.

В ходе проведения исследований установлена связь между ростовыми показателями (всхожесть, энергия, дружность и продолжительность прорастания) (рис. 2-5) исследуемых тест-растений и загрязненными ТМ почвами (табл. 2). Однако эта зависимость прослеживается только в слоях одной отдельно взятой почвы и не всегда имеет однозначное трактование для разных типов почв. Так, например, в верхних слоях (5, 10-15 см) почвы чернозема типичного среднесмытого тяжелосуглинистого с высоким содержанием Cu и Zn (табл. 2) показатели всхожести, энергии, дружности и продолжительности прорастания (рис. 2-5) значительно превышают аналогичные характеристики в других типах почв, где превышение вредности ТМ ниже. Объяснение может быть связано с физико-химическими свойствами самой почвы. Глинистые черноземные почвы по своим характеристикам относятся к почвам, которые содержат большой запас питательных веществ и обладают высокими адсорбционными свойствами, способными прочно связывать тяжелые металлы и, соответственно, предохранять от загрязнения растительную продукцию [5].

Проведенный сравнительный анализ показателей прорастания, роста и развития семян тест-растений со значениями превышения ПДКп меди и цинка во всех тестируемых почвах показал, что чаще всего уменьшение концентрации металлов в слоях тестируемых почв приводит к снижению токсического действия металлов. Однако, не всегда эта зависимость однозначна. В некоторых вариантах опытов, как было отмечено выше, повышение показателя вредности меди и цинка в почвах приводит к улучшению роста растений. Расхождения результатов, возможно, объясняются дозой загрязнения почв ТМ. Известно, что в зависимости от концентрации металла, валентности его иона, растворимости и длительности воздействия, ТМ в малых дозах способствуют росту и развитию растений (являясь для них необходимым микроэлементом), однако их высокие концентрации способны подавлять рост растений, нарушая их жизненно важные функции [11]. Следовательно, проведенные нами исследования позволяют предположить, что средние значения показателей превышения меди и цинка в почвах приводят к эффекту стимуляции роста семян растений за счет улучшения режима питания. Так, эффект стимуляции тест-растений в исследуемых почвах наблюдается, когда значения ПДКп.отн. составляют: в дерново-оподзоленой связнопесчаной для кресс-салата - ПДК п.отн .(Cu) = 0,75ПДК, ПДКп.отн.^п) = 0,28ПДК, для овса - ПДКп.отн.(Си) = 1,36-1,97ПДК, ПДКп.отн.^п) = 0,65-12,1ПДК; в луговой аллювиальной супесчаной для кресс- салата - ПДКп.отн.(Си) = 0,5-1,1ПДК, ПДКп.отн.(2п) = 0,28ПДК, для овса - ПДКп.отн.(Си) = 0,6-1,1ПДК, ПДКп.отн.^п) = 0,08-23,35ПДК; в луговочерноземной легкосуглинистой для кресс-салата - ПДКп.отн.(Си) = 1,09-1,81ПДК, ПДКп.отн.^п) = 0,26-0,3ПДК, для овса - ПДКп.отн.(Си) = 0,89-3,29ПДК, ПДКп.отн.^п) = 0,3-114,6ПДК; в черноземе типичном среднесмытом

тяжелосуглинистом для кресс-салата - ПДКп.отн.(Си) = 7,08ПДК, ПДКп.отн.^п) = 1,73ПДК, для овса - ПДКп.отн.(Си) = 5,54-36,57ПДК, ПДКп.отн.^п) = 1,59- 229,3ПДК.

Также отмечено, что действие меди и цинка имеет различную направленность на активность развития тест-растения. По данным эксперимента, в пробах тестируемых почв, где ПДКп.отн.(Cu) превышает ЦЦКд.отн.^п) (табл. 2), наблюдается стимуляция роста и развития тест- растений. Однако такая зависимость характерна не для всех тест-растений и прослеживается не во всех слоях почв. Неоднозначность корреляции между содержанием меди и цинка в почве, превышающем их ПДКп и активностью роста тест-растений, возможно, связана в комплексном действии меди и цинка. При совместном воздействии этих двух металлов в неблагоприятных для растений дозах может происходить как усиление, так и ослабление их токсического эффекта. Синергическое действие цинка и меди определяется расположением этих элементов в соседних группах периодической системы. Причем, как утверждают авторы работ [11], особенно высокой фитоксичностью обладает медь, и усиление токсического эффекта меди наблюдается в присутствии цинка.

Выводы

В лабораторных условиях при исследовании особенностей миграции меди и цинка в рассмотренных типах почв при загрязнении ГШ и изучении их влияния на показатели активного роста и развития тест-растений экспериментально установлено:

- техногенная миграция меди и цинка в системе «ГШ - почва» характеризуется спецификой почв и объясняется в первую очередь химическим составом ГШ. По интенсивности миграции меди и цинка из шлама и транслокации в верхний слой исследуемые почвы можно расположить в ряд: чернозем типичный среднесмытый тяжело-суглинистый < дерново оподзоленная связнопесчаная < луговая аллювиальная супесчаная < луговочерноземная легкосуглинистая;

- подвижность тяжелых металлов зависит от кислотности почв: подвижность Cu в кислых почвах выше, чем в нейтральных или щелочных, а Zn имеет максимальную подвижность в почвах, реакция которых нейтральная или приближается к ней. Наименьшая миграционная способность меди и цинка отмечена в черноземе типичном среднесмытом тяжелосуглинистом, слабощелочные условия которого усиливают переход Cu и Zn в неподвижное состояние и способствует закреплению почвенными частицами их соединений;

- по Cu все слои исследуемых почв имеют низкий уровень загрязнения. По цинку характер загрязнения определяется типом почвы и в тяжелых гумуссированных почвах степень загрязнения с увеличением глубины меняется от очень высокого в верхнем слое, испытывающем техногенную нагрузку, до допустимого уровня в нижних;

- совместное воздействие меди и цинка проявляется как в ингибировании, так и стимулировании ростовых процессов исследуемых тест-растений - кресс-салата и овса и определяется, прежде всего, уровнем загрязнения, свойствами почвы и биологической спецификой тест-культуры. Для почвы дерново-оподзоленной связнопесчаной характерно ингибирование развития тест-растения, а для чернозема типичного среднесмытого тяжелосуглинистого практически во всех слоях отмечено достоверное стимулирование;

- семена овса имеют более высокие показатели активности роста и развития в сравнении с аналогичными показателями у кресс-салата, что объясняется более высокой сбалансированностью в них запасов питательных веществ и более высоким уровнем фитогормональных процессов. Также растения овса оказались менее чувствительными к токсическому действию меди и цинка, что определяется их более высокой способностью переводить соединения ТМ в физиологически неактивное состояние.

Список литературы

1. Касимов А.М. Проблемы образования и накопления промышленных отходов в Украине / А.М. Касимов, Е.Е. Решта // Экология и промышленность. - 2011. - № 1. - С. 65-69.

2. Даценко В.В. Определение токсических свойств ингредиентов промышленных гальванических отходов / В.В. Даценко // Экология и промышленность. - 2012. - № 2. С. 102-106.

3. Пересадько, Г.О. Маркетингові дослідження екологічних інновацій на ринку поводження з відходами [Текст] / Г.О. Пересадько, М.Г. Громико, С.М. Лукаш // Матеріали Міжнародної науково-практичної конференції, присвяченої пам'яті проф. Балацького О.Ф. «Економічні проблеми сталого розвитку», м. Суми, 6-8 травня 2014 р.: у 2-х т. / За заг. ред.: О.В. Прокопенко, О.В. Люльова. - Суми: СумДУ, 2014. - Т.1. - С. 211-212.

4. Голець Н.Ю. Дослідження властивостей профільтраційного екрана полігону відходів / Н.Ю. Голець, М.С. Мальований, Ю.О. Малик // Вісник Національного авіаційного університету: наук. журнал. - К.: Вид-во НАУ. - 2009. - № 3. - С. 123-128.

5. Жовинский Э.Я., Кураева И.В. Геохимия тяжелых металлов Украины. - К.: Наук. думка, 2002. - 213 с.

6. Ольхович О.П., Мусієнко М.М. Фітоіндикація та фітомоніторинг. - Київ: Фітосоціоцентр, 2005 - 64 c.

7. Подлипский И.И. Аккумулятивная биоиндикация в инженерно-экологических изысканиях / И.И. Подлипский // Инженерные изыскания. - №1. - 2014, - С. 54-63.

8. Даценко В.В. Миграция тяжелых металлов из гальваношламов в почву /

B. В. Даценко, Ю.В. Свашенко // Экономика в промышленности. - 2015. - № 2. -

C. 35-41.

9. Datsenko V.V. Evaluation of heavy metal complex phytotoxicity / V.V. Datsenko, N.L. Khimenko / Eurasian J Soil Sci. - 2016. - 5 (3). - P. 249-254.

10. ФР.1.39.2006.02264 Методика выполнения измерений всхожести семян и длины корней проростков высших растений для определения токсичности техногенно загрязненных почв. - СПб, 2009. - 19 с.

11. Гладков Е.А. Оценка комплексной фитотоксичности тяжелых металлов и определение ориентировочно допустимых концентраций для цинка и меди / Е.А. Гладков // Сельскохозяйственная биология. - 2010 - № 6. - С. 94-99.

Размещено на Allbest.ru