Почвы Рязанской области имеют свои геохимические особенности, связанные с формированием на материнской породе, обедненной некоторыми тяжелыми металлами (ТМ) [6]. В то же время вследствие развитой в регионе промышленности, например самой крупной на европейской территории страны Рязанской ГРЭС, радиус влияния которой составляет до 87 км, в корнеобитаемом слое агроландшафтов происходит с разной степенью интенсивности повсеместная аккумуляция элементов-загрязнителей. В Рязанской области только с атмосферными осадками выпадает в г/га: Zn – 181, Cu – 73 и Pb – 4,7 [6]. В настоящее время около 8 % почв сельскохозяйственного использования содержат техногенные ТМ в количестве выше ПДК [8]. К сожалению, аккумуляция ТМ в почве может быть вызвана применением удобрений, о чем свидетельствуют результаты исследований [5]. Однако существуют обратные взгляды [10]. По данным [7], поступление в растения ТМ зависит от соотношения элементов питания в почве. Несбалансированность фосфора и азота в почве может привести к усилению процесса накопления металлов культурами.
По-видимому, отмечать масштабное загрязнение почвенного покрова на обширных территориях (например, на уровне почвенно-климатических зон) преждевременно. Хотя локальные его проявления имеют место. В первую очередь это относится к почвам, находящимся в непосредственной близости от крупных промышленных центров. Однако это не означает отсутствие проблемы загрязнения. В скрытой форме она присутствует, выражаясь в постепенной аккумуляции ТМ в верхних слоях почвы, и процесс этот неизбежный, так как ТМ, поступая с выбросами индустриальных предприятий в нижние слои тропосферы, далее вовлекаются в воздушную миграцию с осаждением на поверхности почвы. Доминирующую роль в формировании экологического потенциала системы «почва⇔растение» к ТМ принадлежит буферным свойствам почвы. Данный аргумент научно обоснован в работе [4]. Почва в силу совокупности природных свойств обладает буферностью по отношению к ТМ [9]. Однако эта способность почвы ограничена и с учетом усиления общего техногенного давления на биосферу будет ослабевать. Агроэкологический мониторинг состояния современных агроэкосистем – важное звено в общей системе природоохранных мероприятий, так как на сегодняшний день агроэкологическое состояние почв России по содержанию ТМ следует считать в целом неудовлетворительным [1].
В настоящее время много научной отечественной и зарубежной литературы по влиянию техногенных выбросов на объекты окружающей среды, но мало сведений о совместном влиянии ТМ и используемых на сельскохозяйственных угодьях минеральных и органических удобрений, а также сточных вод животноводческих комплексов. Недостаточно изучено и влияние удобрений на микроэлементный химический состав почв вследствие того, что микро- и рассеянные элементы не определяют в большей степени урожайность культурных растений, чем макроэлементы. Однако использование удобрений оказывает существенное влияние на аккумуляцию этих элементов, некоторые из которых при превышении предельно допустимых концентраций оказывают токсическое действие на растения.
Материалы и методы исследования
В цель наших исследований входил мониторинг тяжелых металлов в серой лесной почве Рязанской области при использовании органических и минеральных удобрений (п. Стенькино) и сточных вод ОАО «Рязанский свинокомплекс» (п. Искра). Методика исследований включала отбор проб почвы двух объектов, проведение агрохимических анализов, статистическую обработку данных и сравнительный обзор результатов исследований. Анализы выполнялись на кафедре агрохимии, почвоведения и физиологии растений ФГБОУ ВПО «Рязанского государственного агротехнологического университета имени П.А. Костычева» и аналитической лаборатории ГНУ МФ ВНИИГиМ. Серая лесная почва п. Стенькино загрязнялась разными дозами металлов, п. Искра – анализировалось последействие длительного орошения сточными водами свинокомплекса. Методика исследования общепринятая. Содержание ТМ в почве определялось спектральным методом.
Результаты исследования и их обсуждение
Современная территориальная зона распространения серых лесных почв сильно изменена: уничтожена коренная естественная растительность, место которой занимают агрокультуры. Тем не менее, имеются фациальные участки ландшафтов, слабо затронутые антропогенным вмешательством – естественные лесные массивы и луга. В п. Стенькино Рязанского района имеется ландшафтный комплекс с аналогичными гидрологическими и другими условиями, но с фациальными подкомплексами, отличающимися указанными типами растительности. Для создания более объективной оценки влияния растительности на микроэлементный состав серой лесной почвы было определено содержание микроэлементов в материнской породе (МП), представляющей покровный суглинок тяжелосуглинистого гранулометрического состава. В табл. 1 приведено количество некоторых химических элементов, по которым было отмечено превышение фонового содержания в почве.
Сравнительный анализ микроэлементного состава, как видно из данных табл. 1, показал по сравнению с почвой без удобрений содержание Mn в органо-минеральной почве выше на 39 %, Cu – на 52 %, Zn – на 35 %, Cd – 167 %. По остальным элементам превышения не выявлено. Концентрация данных элементов в материнской породе значительно ниже.
Таблица 1
Содержание некоторых элементов (мг/кг) в серой лесной почве п. Стенькино (слой 0–15 см) под разными экосистемами
|
Элемент |
Система удобрения |
Пашня |
Лес |
Луг |
МП |
||
|
без удобрений |
минеральная |
органо-минеральная |
|||||
|
Mn |
1390 |
1360 |
1930 |
1320 |
1730 |
1130 |
756 |
|
Co |
10 |
14 |
14 |
14 |
7,1 |
14 |
9,3 |
|
Cu |
29 |
35 |
44 |
29 |
11 |
29 |
33 |
|
Zn |
40 |
43 |
54 |
35 |
10 |
29 |
32 |
|
Mo |
0,35 |
1,6 |
0,39 |
0,43 |
0,25 |
0,11 |
0,30 |
|
Pd |
0,73 |
0,81 |
0,64 |
0,59 |
0,21 |
0,66 |
1,5 |
|
Cd |
0,33 |
0,49 |
0,88 |
0 |
0,04 |
0,77 |
0,06 |
Наиболее распространенным в экологической оценке почвы является подход, состоящий в определении валовых и подвижных форм ТМ. Этого недостаточно для изучения экологической функции почвы, в которой одной из главных составляющих является адсорбирующая способность, емкость, исследуемые по изотермам поглощения, с вычислением буферности как процессного показателя. Проведенные нами исследования показали, что серая лесная почва, содержащая больше гумуса, поглощала больше цинка. Так, если при содержании гумуса в почве около 2,1 % объем поглощенного цинка при разных концентрациях его добавления в количестве 0,2 мг/кг; 0,5; 5,0 и 10 мг/кг составил соответственно 19×10–2 мг/кг (95 % от внесенного); 25 (50 %); 355 (61 %) и 595×10–2 (59 %), то на более плодородной почве (гумуса 3,0 %) соответственно 20× ×10–2 мг/кг (100 %); 30 (60 %); 378 (76 %) и 628 (63 %) мкг/л, или в среднем на 15× ×10–2 мг/кг больше контроля. Динамика увеличения концентрации цинка (Y) в растворе в вариантах без удобрений (Х) описывается следующим уравнением:
Y = 120,2 + 95,4X. (1)
При окультуривании этих почв значение константы снижается в серой лесной почве на 8,8 ед.:
Y = 107,8 + 86,6X. (2)
Рис. 1. Изотермы адсорбции цинка и меди серой лесной почвой в зависимости от первоначальной нагрузки и уровня плодородия. Примечание: 1 – НП контроль 1, 2 – НП 50 мг/кг Zn, 3 – НП 100 мг/кг Zn, 4 – ПП контроль 2, 5 – ПП 50 мг/кг Zn, 6 – ПП 100 мг/кг Zn
Следовательно, в более плодородных почвах увеличение ТМ в растворе в нарастающем диапазоне нагрузки происходит меньшими темпами, чем в неплодородных. Аккумуляция ТМ в почве неизбежно будет продолжаться. В этой связи интересным, с точки зрения прогноза, является выявление устойчивости загрязненной почвы, которая создается путем искусственного внесения в нее загрязнителя. В качестве показателей устойчивости к загрязнению цинком использовали изотермы адсорбции (рис. 1), их характеристики и буферность. В данном опыте в отличие от предыдущего задавали более высокие исходные концентрации цинка.
Оценка устойчивости была проведена также и в отношении меди. Плодородная серая лесная почва поглощала больше цинка и меди. При том уровне ее плодородия, максимальное количество этих элементов, которое может поглотить почва (максимальная адсорбция – Qmaх) составило для контрольного варианта 182 (Zn) и 130 (Cu) мМ/кг, что соответственно на 91 и 26 мМ/кг больше, чем у менее плодородной почвы. При загрязнении почвы цинком величина поглощения уменьшалась, что может указывать на ослабление устойчивости, хотя оно для двух вариантов плодородия и не было столь заметным. Но при всех значениях загрязнения в плодородной почве объем поглощения элементов был выше сравниваемого. Примечательно, что если в неплодородной почве доля поглощенной меди от цинка составила 104–114 % в зависимости от нагрузки, то в плодородной – 67–71 %. Органическое вещество способствует снижению энергии связывания элементов по причине физико-химической особенности его адсорбции.
С равновесной концентрацией цинка в растворе отношение Q/C связано логарифмической зависимостью:
– для неокультуренной почвы она имеет вид Y = 75,3–30,5∙log(X), при
a = 0,0022; (3)
– для окультуренной почвы Y = 112,8–48,3∙log(X), при
a = 0,0005. (4)
Как видно из уравнений, при концентрации цинка в растворе, например, 20 мМ/л (26 мг/кг) в неплодородной почве буферность составляет 35 ед. В плодородной почве такое значение буферности достигается при более высокой равновесной концентрации – 39,8 мМ/л (51,7 мг/кг).
В отличие от Q/C по цинку динамика Q/C по меди отличалась: для плодородного варианта она соответствовала параболическому типу при всех значениях нагрузки. Это может свидетельствовать о снижении устойчивости плодородной почвы к загрязнению медью только при высоких концентрациях цинка в растворе.
Уравнение зависимости Q/C по меди от содержания цинка в растворе для:
– неплодородной почвы Y = 409,7– –159,7∙log(X), при
a = 0,001; (5)
– плодородной – Y = 635,5–144,8∙log(X), при
a = 0,08. (6)
Следовательно, контаминация почвы цинком снижает ее устойчивость к меди в большей степени в почве с низким содержанием гумуса, что связано с заполнением обменной фазы почвы цинком. Qmaх меди в неокультуренной (неплодородной) почве с предварительным загрязнением в дозах 50–100 мг/кг снизилась по сравнению с контролем на 7–13 мМ/кг (0,4–0,8 мг/кг), в окультуренной почве – на 8–12 мМ/кг (0,5–0,7 мг/кг).
В контрольном варианте без предварительного загрязнения неплодородной и плодородной почвы максимальная адсорбция цинка составила соответственно 6 и 12 мг/кг, меди – 7 и 8 мг/кг. Следовательно, в плодородной почве больше поглощается цинка, чем меди.
На рис. 2 отражена зависимость Q/C от С цинка и меди в растворе, которая хорошо описывается уравнением логарифмического типа, а для варианта с плодородной почвой и медью и криволинейной зависимостью.
Таким образом, при увеличении в серой лесной почве органического вещества улучшается экологическая функция: больше адсорбируется цинка и меди, что следует рассматривать как важный фактор устойчивости почвы, агроэкосистемы к загрязнению.
Как известно, минеральные удобрения представляют собой источник побочных элементов в почве. Например, двойной суперфосфат отличается повышенным содержанием свинца (38 мг/кг с.в.) и цинка (14,2 мг/кг с.в.); то же можно сказать и о хлористом калии (около 12 мг/кг с.в. Pb и Zn) (Аристархов, 2000). Поэтому их длительное применение может вызывать опасность снижения устойчивости почвенной среды к загрязнению.
При длительном использовании различных систем удобрений и сложившихся в связи с ними некоторых параметров плодородия можно считать, что более благоприятные условия для максимальной адсорбции до нагрузки по цинку и меди 13,2–13,3 мг/кг, кадмию – 15,7 и свинцу 30,9 мг/кг (соответствуют третей точки Сисх.) складываются в варианте с органо-минеральной системой удобрения. Об этом свидетельствуют величины Qmax (по Ленгмюру). Так, по ТМ в варианте с органо-минеральной системой удобрения Qmax превышала соответствующие значения в контрольном варианте и при минеральной системе удобрения по цинку и меди на 21–27 мМ/кг (1,4–1,8 мг/кг), кадмию – на 8–17 мМ/кг (0,9–1,9 мг/кг) и свинцу – на 29–56 мМ/кг (6–12 мг/кг).
Ослабления устойчивости серой лесной почвы к загрязнению цинком и медью при длительном, комплексном внесении аммиачной селитры, 40 % калийной соли и двойного суперфосфата не обнаружено, так как значение Qmax по цинку превышало Qmax в контрольном варианте на 18 мМ-экв/кг, по меди было близко к нему (123–125 мМ-экв/кг). В то же время вызывает опасение загрязнение почвы кадмием и в особенности свинцом. Qmax составила всего 61 мМ-экв/кг по Ленгмюру и 59 мМ-экв/кг – по Дубинину–Радушкевичу. При органо-минеральной системе удобрения цинк, медь и кадмий прочнее удерживаются почвой: -ΔG составила соответственно 11,33; 12,53 и 13,18 кДж/моль.
Таким образом, длительное применение минеральных и органических удобрений на серых лесных почвах экологически оправдано, так как оно не приводит к снижению устойчивости почвы к загрязнению вследствие возможного увеличения концентрации ТМ в растворе. Отметим, что полученные результаты накладывают определенные ограничения на общность выводов, так как отражают конкретные исходные биогеохимические условия ландшафта и агротехнические мероприятия.
Установлено, что пахотная почва больше поглощала цинка (54 мМ/кг), почва под лесом – меди (179), кадмия (40) и свинца (80), почва под лугом – свинца (68 мМ/кг). Результаты подтверждают вышеотмеченное снижение устойчивости пахотной почвы к свинцу при исключительном применении минеральных удобрений: Qmax составил 61 мМ/кг против 68 мМ/кг в почве под лугом.
Рис. 2. Зависимость Q/C (осьY) по цинку и меди от равновесной концентрации элементов в растворе (ось X) серой лесной почвы разного уровня плодородия
Под лесом и лугом по сравнению с пашней повышается устойчивость серой лесной почвы к кадмию и свинцу. Пахотная почва не уступает луговому варианту по емкости поглощения указанных катионов ТМ: значения точки на касательной Y1 и Q были близки между вариантами. Различия проявились в значениях Y. Например, по свинцу под пашней при X1 = 10 мМ/л Y составил 23,5 мМ/л, под лугом – 15,7 мМ/л, хотя пахотный аналог почвы адсорбировал больше элемента на 3,9 мМ/кг. Это связано с поступлением в почву элементов с удобрениями, о чем косвенно можно судить по содержанию калия и фосфора, соответствующему IV классу обеспеченности, несмотря на то, что в последние 15 лет средняя доза фосфорных и калийных удобрений на поле не превышала 10 кг/га.
Иная ситуация складывается в серой лесной почве среднего уровня плодородия при орошении сточными водами свинокомплекса. Химические элементы, в том числе ТМ, поступают в почву с твердыми и жидкими осадками, калом и мочой животных, оросительной водой [3]. Исходное содержание в почве исследуемых элементов отображено в табл. 2.
Таблица 2
Исходное содержание валовых форм ТМ в серой лесной почве п. Искра, мг/кг
|
Наименование элемента |
Глубина слоя, см |
Среднесуглинистая почва |
ОДК |
Региональный фон |
|
Mn |
0–25 25–50 |
900,00 800,00 |
850,00 |
1025,00 |
|
Со |
0–25 25–50 |
10,95 10,55 |
8,00 |
12,40 |
|
Cu |
0–25 25–50 |
68,55 66,86 |
66,00 |
23,50 |
|
Zn |
0–25 25–50 |
72,65 66,00 |
110,00 |
60,00 |
|
Mo |
0–25 25–50 |
0,76 0,61 |
2,00 |
3,20 |
Рис. 3. Диаграмма концентрации валовых форм химических элементов в почве регулярного орошения сточными водами
Как видно из приведенных в табл. 2 данных, содержание химических элементов превышало фоновые значения для региона по цинку на 12,65 мг, меди – на 45,05 мг. Концентрации Мо, Мn и Со не превышали региональных значений. Отмечено, что «длительное сельскохозяйственное использование серых лесных почв без применения удобрений сопровождается ухудшением их плодородия» [2]. Поэтому орошение сточными водами, содержащими большое количество биогенных соединений, проводилось с целью улучшения водного режима и агрохимических свойств почвы.
Нами было изучено содержание валовых форм микроэлементов, в том числе ТМ, в регулярно орошаемой сточными водами почве в течение почти 30-летнего срока. Изменения агрохимических свойств почвы оказали влияние на подвижность химических элементов. Из рис. 3 видно, содержание валовых форм Mn возросло по сравнению с исходным за 30-летний срок орошения сточными водами в слое почвы 0–25 см на 980 мг, или 109 %, Со – на 31,85 мг, или 291 %, Zn – на 108 мг, или 149 %, Сu – на 52,05 мг, или 76 %, Мо – на 4,89 мг, или 643 %. Убывающий ряд химических элементов в почве представлен следующей цепочкой: Мо >Co Mn >Zn >Cu. Концентрация всех рассматриваемых элементов выше регионального фона.
Выводы
На основе многолетних полевых опытов с минеральной, органо-минеральной и органической системами удобрений разработана ориентировочная, ранжированная на уровни модель физико-химического блока плодородия серой лесной тяжелосуглинистой почвы, которым соответствуют три уровня продуктивности культурных растений (в т/га к. ед.): низкий – меньше 2,7, средний – 2,7–3,5 и высокий – больше 3,5. Низкий, средний и высокий уровни устойчивости к подкислению достигаются при емкости буферности соответственно < 9, 9–11 и > 11 мМ-экв/100 г; к загрязнению – при максимальной адсорбции в соответствии с уровнями цинка < 91, 91–143 и > 143 мМ/кг, меди – < 104, 104 и > 130 мМ/кг, свинца – < 61, 61–132 и > 132 мМ/кг. Длительное непрерывное орошение сточными водами свинокомплекса (1975–2004 гг.) ведет к аккумуляции валовых форм химических элементов в серой лесной почве: содержание Mn возросло по сравнению с исходным на 109 %, Со – на 291 %, Zn – на 149 %, Сu – на 76 %, Мо – на 643 %. Анализируя полученные выводы, необходимо на загрязненных химическими элементами серых лесных почвах применять научно обоснованные системы удобрений, в том числе с использованием сточных вод.
Рецензенты:
Костин Я.В., д.с.-х.н., профессор кафедры агрохимии, почвоведения и физиологии растений, ФГБОУ ВПО «Рязанский государственный агротехнологический университет имени П.А. Костычева», г. Рязань;
Торжков Н.И., д.с.-х.н., профессор кафедры зоотехнии и биологии, ФГБОУ ВПО «Рязанский государственный агротехнологический университет имени П.А. Костычева», г. Рязань.