Дипломная работа: Використання олійних рослин для оцінки токсичності нафтозабрудненого ґрунту

Значне нафтове забруднення ґрунту, що виникає при аварійних викидах, супроводжується гострою токсичною дією нафти на живі організми. У високих концентраціях нафта чинить сильну токсичну дію на всю ґрунтову біоту, однак, період токсичності є порівняно недовготривалим. З часом гострота токсичної дії нафти помітно знижується, а довготривале зниження біологічної продуктивності нафтозабруднених ґрунтів, очевидно, пов’язане із зміною важливих властивостей ґрунтів (Никифорова и др., 1987).

Полікомпонентність нафт та мінливість їх складу обумовлює різнобічність негативної дії на ґрунти (Мірошниченко, 2005). Метанові вуглеводні (алкани) легкої фракції чинять наркотичну та токсичну дію на живі організми, зокрема, на нервову систему, викликаючи її нестійкість. Ці вуглеводні розчинні у воді, тому легко проникають у клітини організмів через мембрани. Парафін не токсичний для живих організмів, бо внаслідок високих температур застигання та розчинності в умовах земної поверхні він переходить у твердий стан, позбавляючи нафту рухомості (Пиковский, 2003;). Навіть невелике підвищення температури різко активує молекулу парафіну, роблячи її здатною до глибоких процесів окиснення

Ароматичні вуглеводні – найбільш токсичні компоненти нафти. У концентрації лише 1% у воді вони вбивають всі водні рослини; нафта, що містить 38% ароматичних вуглеводнів, значно пригнічує ріст вищих рослин. Важкі компоненти (смоли, асфальтени тощо) слабо розкладаються ґрунтовою мікрофлорою і обумовлюють стійкі гідрофобні властивості забрудненого ґрунту. Легкі фракції (насамперед, нормальні і розгалужені алкани з довжиною ланцюга до 12-16 атомів вуглецю) високотоксичні для рослин і ґрунтової фауни, легко мігрують у ґрунті, але доступні до розкладу. Гідрофобні властивості, спричинені цими фракціями, поступово зникають протягом 2-3, максимум 5-річного періоду. (Мірошниченко, 2005).

Спостереження за динамікою фітотоксичності окремих нафтопродуктів виявили суттєву різницю і в самовідновленні родючості ґрунту. За тестового рівня забруднення 10 л/м2 очищення ґрунту від бензину відбувалося за перше півріччя після його надходження, переважно шляхом фізичного випаровування. Час очищення ґрунту від гасу складає близько двох років, провідні механізми – випаровування і біодеградація. Негативна дія мазуту, викликана збільшенням гідрофобності поверхні ґрунтових часточок, триває набагато більше (Мірошниченко, 2005).

Отже, у фітотоксичності нафтового забруднення можна виділити як пряму, так і опосередковану дію. Першу чинять пари легколетючих вуглеводнів у ґрунтовому повітрі, другу – складають погіршення поживного і водно-повітряного режиму та інактивація важливих мікробіологічних процесів (нітрифікація, амоніфікація, целюлозолітична активність) “важкими” компонентами нафти.

1.2 Якість ґрунту як складова стійкості екосистеми

Сучасна концепція якості ґрунту розвинулася від розуміння різноманітних функцій, які виконує ґрунт в екосистемі. Якість ґрунту визначається як ключова у стійкості екосистеми. На відміну від функцій води та повітря, які прямо пов’язані із здоров’ям людини, функції ґрунту чинять опосередкований вплив (Warkentin, 1995).

Якість ґрунту – це здатність виконувати функції в межах природних чи керованих екосистем, щоб підтримувати біологічну продуктивність рослин і тварин, забезпечувати якість довкілля, сприяти здоров’ю людини (Doran et al., 1996).

Властивості ґрунту, які визначають його якість, можна поділити на постійні (мінеральна складова, гранулометричний склад) та динамічні (вміст гумусу, рН, мікробіота). Саме динамічні компоненти потребують постійного спостереження для відслідковування змін (Carter, 1996).

Визнано, що ґрунти є необхідними для нормального функціонування екосистем, що сприяють здатності системи витримувати несприятливі наслідки таких порушень, як посухи, шкідники, забруднення, експлуатація людиною, включаючи сільське господарство. Стійкість проти деградації та здатність відновитися після порушення є важливими показниками функціонування ґрунту.

Екологічний погляд на ґрунт розглядає вплив його функції на інші компоненти екосистеми (наприклад, воду, атмосферне повітря і біту), а також прилеглі до них екосистеми. Таким чином ґрунт змінює хімічний склад опадів і перерозподіляє водуу в навколишньому середовищі, бере участь у підтриманні балансу води і тепла, газів атмосфери і служить в якості резервуара для біорізноманіття та генетичного матеріалу.

Існує кілька підходів до визначення функцій грунту в екосистемі:

· Soil Science Society of America (1995): підтримання біологічної продуктивності, різноманітності; регулювання та розподіл води і розчинених потоком речовин; фільтрація, буферизація, іммобілізація і детоксикації органічних і неорганічних речовин; зберігання та включення в колообіг поживних речовин та інших елементів в біосфери Землі.

· Blum and Santelises (1994): виробництво біомаси; ґрунт як реактор (фільтри, буфери, перетворює матерію); ґрунт як середовище існування і депо генетичних резервів

· Warkentin (1995):утилізація та рециркуляція органічних матеріалів із вивільненням поживних речовин та енергії; розподіл опадів на поверхні ґрунту; підтримання стабільної структури для протистояння водної та вітрової ерозії; буферизація швидких змін температури і вологості, вмісту хімічних елементів; підтримання різноманітності місць проживання, створюючи широкий спектр розмірів пор та пустот у ґрунті; зберігання та поступове вивільнення поживних речовин і води; розподіл енергії на поверхні ґрунту.

Ґрунт як одна із фундаментальних абіотичних складових екосистеми є важливим об’єктом екологічного моніторингу. Ця значущість випливає також із взаємозв’язку усіх компонентів екосистеми через кругообіг речовин. При деградації ґрунту негативному впливу піддаються й інші компоненти екосистем. Речовини, які є ґрунті, можуть включатися у трофічні ланцюги, які можуть закінчуватися людиною. Полютанти здатні мігрувати у ґрунтові води, які стають носіями токсичних речовин (Kоrdel, 2001).

Для нормативної оцінки якості ґрунту визначають загальну концентрацію забруднюючих речовин, отриману за допомогою фізико-хімічних методів аналізу. Однак, для вивчення потенційного впливу на екосистему необхідною є оцінка через серію біотестів (Banks, 2005).

1.3 Оцінка якості ґрунту за допомогою тест-систем

Отримати інформацію про рекцію біологічних систем можна за допомогою методів біоіндикації та біотестування. Методи біоіндикації дозволяють отримати дані, що характеризують відгук біоценозів на антропогенний вплив. Характерно, що реакція формується протягом досить тривалого проміжку часу, тому може включати накладання різних чинників, їх коливання та адаптаційні механізми виду-індикатора (Семенов, 1984). Біоіндикатори не можуть миттєво реагувати на зміну екологічних умов, тому що їх індикаторними властивостями є популяційні процеси та процеси угруповання в цілому. Методи біотестування, на відміну від біоіндикації, являють собою характеристику ступеня впливу на біоценози. За допомогою цих методів можна отримати дані про токсичність конкретної проби води, ґрунту, забрудненої хімічними речовинами – антропогенного чи природного походження в даний час. Таким чином, методи біотестування близькі до методів хімічного аналізу. У той же час, на відміну від хімічних методів, вони дозволяють дати реальну оцінку токсичних властивостей води або іншого середовища, обумовлених присутністю комплексу забруднюючих хімічних речовин та їх метаболітів (Саксонов и др., 2007).

Біотест – дослід, в якому зіставляються реакції певного організму в умовах токсичного забруднення і чистому середовищі (контроль). Під токсичністю розуміють властивість хімічних речовин проявляти пошкоджуючу або летальну дію на живі організми. Речовина, що має токсичну дію, називається токсикантом, а процес впливу токсиканта на організм – токсикація (на екосистему – токсифікація).

Основним показником в біотестуванні є тест-функція – функціональний показник, що реагує на токсичний вплив і може бути виміряний кількісно за допомогою певного методу. Тест-реакція – кількісний вираз зміни тест-функції (Гідроекологічна токсикологія та біоіндикація забруднень, 1995).

Тест-фукнкціі, що використовуються в якості показників біотестування для різних об'єктів відмінні: для інфузорій, ракоподібних, ембріональних стадій молюсків, риб, комах − виживання (смертність) тест-організмів; для ракоподібних, риб, молюсків − плодючість, поява аномальних відхилень у ранньому ембріональному розвитку організму, ступінь синхронності дроблення яйцеклітин; для культур одноклітинних водоростей та інфузорій − загибель клітин, зміна (приріст чи зменшення) чисельності клітин в культурі, коефіцієнт ділення клітин, середня швидкість росту, добовий приріст кореня та ін ( Брагинский, 1993).

За Н. С. Строгановим (Строганов, 1971), кількісно токсичність речовини для окремого організму визначається як величина, обернена до медіанної летальної концентрації: Т = 1/LC50. Проте LC50 можна визначити тільки для однієї речовини і тільки в експеремкнтальних умовах і для певного виду організму. Проте, усі ці показники токсичності є більш актуальними для гідробіонтів і використовуються для оцінки токсичності вод та ґрунтових витяжок (Гідроекологічна токсикологія та біоіндикація забруднень, 1995).

Методи біотестування широкого використовуються при проведенні гідрологічного моніторингу якості вод. У розвинених країнах при контролі якості води, крім гідрохімічних аналізів, обов'язковим є токсикологічний контроль. Показник „токсичність” як норматив при контролі стічних вод та видачу дозволів на їх скидання в природні водойми застосовується в таких країнах, як Данія, Франція, Германя, Ірландія, Нідерланди, Великобританія, Норвегія, Бельгія, Швеція, Швейцарія, Канада, США, Австралія, Бразилія, Японія (Саксонов и др., 2007).

Існує безліч біологічних показників, за допомогою яких оцінюється стан та якість ґрунтів. Найбільш важливими для цілей ґрунтового моніторингу на промислових об'єктах є інтегральні показники біологічної активності: токсичність, „дихання ”, кількість вільних амінокислот і білків. Інтенсивність дихання ґрунту є виключно варіабельною величиною і залежить від великої кількості факторів (температурного режиму, вологість, стану фітоценозу та ін.) Для оцінки екологічного впливу забруднень необхідно проводити порівняння даних, отриманих на різних ділянках в максимально близьких умовах. Інформативними є й інші показники, наприклад, ферментативна активність. Попадання нафти і нафтопродуктів у ґрунт призводить до трансформаційних змін активності основних ґрунтових ферментів, що впливає на обмін азоту, фосфору, вуглецю і сірки (Киреева, Новоселова и др., 2001). Стійкі зміни в активності деяких ґрунтових ферментів можуть використовуватися як діагностичні показники забруднення ґрунтів нафтою. Для цього зручними об’єктами є ферменти, що об'єднуються під загальною назвою ґрунтові уреази. По-перше, вони менше піддаються впливу інших екологічних факторів і, по-друге, прослідковується чітка залежність їх активності від ступеня забрудненняня ґрунтів (Киреєва и др., 2001).

Застосування мікроорганізмів для оцінки інтегральної токсичності ґрунту і створення на їх основі комплексної системи чутливих, достовірних і економічних біотестів є перспективним напрямком досліджень.Багато фізіологічних груп ґрунтових мікроорганізмів виявляють чутливість по відношенню до нафтових вуглеводнів. Загальна кількість мікроорганізмів, як правило, досить чітко відображає мікробіологічну активність ґрунту, швидкість розкладання органічних речовин і кругообігу мінеральних елементів. На підставі даного показника можна не тільки судити про ступінь забруднення ґрунту нафтою, а й про потенційну здатність до відновлення, а також про процеси розкладання нафти у природних умовах і при рекультивації забруднених ґрунтів (Киреева и др., 2003). Нафтове забруднення може також сприяти накопиченню в ґрунтів мікроскопічних грибів, які виділяють фітотоксини та викликають захворювання рослин. Безпосередній вплив нафти на рослинний покрив виявляється в тому, що сповільнюється ріст рослин, порушуються функції фотосинтезу і дихання, відзначаються різні морфологічні порушення, сильно страждають коренева система, листя, стебла і репродуктивні органи (Киреева и др., 2003).

Рослини можна вважати найбільш зручними об’єктами для біомоніторингу ґрунтів, оскільки вони є первинними ланками трофічних ланцюгів, виконують основну роль у поглинанні різноманітних забруднювачів і постійно зазнають їх впливу внаслідок закріплення на субстраті. Простота обліку ефектів та інтерпретації результатів, їх чутливість і відтворюваність робить доцільним застосування рослинних тест-систем для діагностування та оцінки токсичності нафтозабруднених ґрунтів.

Оперативну інформацію про фітотоксичність забрудненого ґрунту можна отримати, використуючись як тест-об'єкти насіння та проростки рослин. Для коректної постановки досліду на токсичність, насіння для тестування підбирають за розмірами і швидкістю проростання, наприклад: салат (Lactuca sativa L.), просо (Panicum miliaceum L.)редьку (Raphanus L.), червону конюшину (Trifolium pratense L.), пшеницю (Trifolium aestivum L.) (Chaіneau, 1997). В якості тест-функції виступають показники схожості насіння, дружність і час появи сходів, швидкість росту проростків, останній з яких вважається найбільш чутливим. У цьому відношенні рослинні тест-системи мають істотні переваги перед приладами: дешеві, легко відтворюються, швидко розмножуються, мають типову відповідну реакцію на вплив (Гродзинський, 2006)

Для визначення токсичності на вищих трофічних рівнях використовують ґрунтових безхребетних. У природних екосистемах, для комплексного біотестування використовують мікроартроподи. Ґрунтові ногохвістки (колемболи) дуже чутливі до дії органічних речовин, тому їх можна з успіхом застосовувати при визначенні інтегральної токсичності нафтозабруднених ґрунтів (Трублаевич, 1997). Тест-показником може служити відсоток тих особин коллембол, що вижили, тривалість їх життя, поведінкові реакції. При вмісті нафти 1-5% маси ґрунту був виявлений лінійний зв'язок між вмістом забруднювача і величиною тест-показника (Cornelis, 2001).