Содержание к диссертации
Введение
Глава I. Влияние осадков сточных вод на продуктивность и экологическую ситуацию в агроценозе 9
1. Объемы производства ОСВ в мире и РФ и прогноз объемов применения . 9
2. Способы утилизации осадков сточных вод. 11
3. Применение осадков сточных вод в сельском хозяйстве. 12
4. Накопление тяжелых металлов растениями. 17
5. Трансформация тяжелых металлов в почве 22
6. Мелиорация почв, загрязненных тяжелыми металлами 27
7. Влияние ОСВ на агрохимические свойства почвы, величину урожая и биологическое качество растений. 32
7.1. Химический состав осадков сточных вод. 32
7.2. Влияние осадков сточных вод на агрохимические показатели почвы. 34
7.3. Влияние осадков сточных вод на урожай и качество растительной продукции. 36
Глава II. Объекты и методы исследования. 40
8. Полевой опыт.40
9. Модельный опыт. 41
10. Характеристика химического состава ОСВ. 43
11. Методы исследований 44
Глава III. Результаты и обсуждение. 46
12. Влияние осадков сточных вод и извести на агрохимические показатели почвы. 46
12.1. Поступление питательных элементов в почву при внесении ОСВ 46
12.2. Влияние возрастающих доз ОСВ и извести на содержание и динамику органического вещества в почве. 50
12.3. Влияние возрастающих доз ОСВ и извести на кислотно-основные свойства почвы 55
12.4. Влияние возрастающих доз ОСВ и извести на содержание и динамику подвижного фосфора в почве. 58
12.5. Влияние возрастающих доз ОСВ и извести на содержание и динамику подвижного калия в почве. 60
13. Влияние возрастающих доз ОСВ и извести на распределение тяжелых металлов в профиле почвы. 62
14. Влияние систематического внесения ОСВ и извести на временную динамику содержания подвижных форм тяжелых металлов в почве 67
15. Динамика фракционного состава тяжелых металлов в почве модельного опыта. 86
15.1. Кадмий. 88
15.2.Медь. 92
15.3. Никель. 95
15.4. Свинец. 97
15.5. Цинк 99
16. Влияние ОСВ и извести на урожай и биологическое качество растений . 102
Выводы 116
Список литературы 118
Приложения 132
- Объемы производства ОСВ в мире и РФ и прогноз объемов применения
- Поступление питательных элементов в почву при внесении ОСВ
- Влияние систематического внесения ОСВ и извести на временную динамику содержания подвижных форм тяжелых металлов в почве
- Влияние ОСВ и извести на урожай и биологическое качество растений
Объемы производства ОСВ в мире и РФ и прогноз объемов применения
Развитие промышленности и коммунального хозяйства сопряжено с возрастающими объемами отходов и значительным увеличением количества осадков сточных вод. Урбанизация резко повысила объем коммунально-бытовых стоков, однако далеко не все большие города очищают свои сточные воды. В настоящее время средняя концентрация загрязняющих веществ в сточных водах коммунально-бытового сектора составляет примерно 1 кг/м , причем около 50% загрязняющих веществ находится в растворенном состоянии.
Кроме коммунально-бытовых стоков в городскую канализацию поступают и сточные воды промышленных предприятий, энергетики, транспорта, поверхностный сток (дождевые или снеговые воды с территории жилого сектора) (Орлов, Садовникова и др., 2002). Все это приводит к накоплению на станциях очистки осадков сточных вод (ОСВ). Объемы производства и использования ОСВ в мире представлены в таблице 1.
Международный опыт показывает, что не менее одной трети образующихся ОСВ можно использовать в качестве органических удобрений и, тем самым, восполнять запас гумуса в почвах. Осадки сточных вод по своему составу, а также по действию на почвенное плодородие и урожайность сельскохозяйственных культур приближаются к навозу (Органические удобрения..., 1984). Одна из основных проблем, лимитирующих применение ОСВ - повышенное содержание в них тяжелых металлов (ТМ), представляющих опасность для здоровья человека и животных. Поэтому качественная оценка состава загрязнения сточных вод, особенно промышленных, имеет большое значение. Для упрощения характеристики сточных вод введены некоторые показатели, по которым определяют состав загрязнения и в соответствии с этим выбирают технологическую схему очистки. Состав сточных вод оценивают по физическому состоянию загрязнений и их происхождению. По физическому состоянию загрязнения сточных вод делятся на растворимые и нерастворимые примеси и коллоидные частицы, по происхождению - на минеральные, органические и бактериальные. Для минеральных и органических нерастворимых соединений применяют механический способ очистки, для органических, коллоидных и растворимых соединений -биологическую очистку, а для бактериальных загрязнений - обеззараживание сточных вод (Таварткиладзе, 1988).
Поступление питательных элементов в почву при внесении ОСВ
Многочисленные исследования показывают, что по содержанию основных элементов питания ОСВ не уступают традиционным органическим удобрениям, а в ряде случаев даже превосходят их. Содержание органического вещества в осадках сильно варьирует, и, как правило несколько ниже, чем в других органических удобрениях (табл. 8) .
Почва, на которой был заложен многолетний полевой опыт (контрольный вариант), обладала нейтральной реакцией почвенного раствора (рН Нго - 6,7), невысокой величиной гидролитической кислотности (0,78 мг-экв/100 г почвы) и низким содержанием органического вещества - 0,69% (Сорг%), а также характеризовалась низким содержанием подвижных форм фосфора и калия (приложение 1).
ОСВ Владимирской станции аэрации обладали достаточно высокой зольностью, что связано как с существенными потерями органического вещества при сбраживании осадка, так и за счет того, что в отстойники-накопители попадает значительное количество поверхностных стоков, то есть почвенной массы смываемой с рельефа дождями и при снеготаянии. Город Владимир расположен на холмах, здесь очень сильно выражен плоскостной смыв. Использовавшийся в опыте ОСВ является безреагентным, при его флокуляции не использовалась известь, поэтому он обладает слабокислой реакцией. Содержание азота и фосфора в изучавшемся ОСВ не уступает содержанию этих элементов в навозе. Осадок несбалансирован по питательным элементам, поскольку содержание калия в нем в 2,5 раза ниже, чем содержание азота и в 4,4 раза ниже, чем фосфора (табл.9).
Количества питательных элементов, поступающих в почву при внесении возрастающих доз ОСВ представлены в таблице 10. С самой низкой дозой ОСВ в почву поступает до 88 кг/га азота, при этом до 20 кг составляет легкодоступный азот в нитратной форме, что создает хорошие условия азотного питания, поскольку содержание азота нитратов постепенно пополняется при минерализации ОСВ, а в начальный период роста растения не получают избытка этого элемента. При внесении повышенной дозы ОСВ - 120 т/га в почву поступало сразу около 160 кг нитратного азота. Столь высокий уровень содержания наиболее подвижных форм азота, коими являются нитраты, экологически небезопасно. Нитраты могут вымываться из почвы, но, как показывают исследования последних лет, наибольший вред от столь высокого содержания нитратов в супесчаной слабооструктуренной почве (при условии низкого потребления их растениями) приносится атмосфере за счет выделения газов, разрушающих озоновый слой (Башкин, 1987). Быстрая минерализация ОСВ в песчаных почвах также приводит к значительным выделениям в атмосферу диоксида углерода - парникового газа (Романовская и др., 2002).
ОСВ можно рассматривать как органо-фосфорные удобрения. До 32% от общего запаса фосфора в ОСВ находится в легкодоступной для растений форме. То есть с самой низкой дозой ОСВ в нашем опыте в почву поступало до 50 кг подвижного фосфора, что создавало благоприятные условия не только для питания растений. Как известно, даже труднорастворимые фосфаты могут быть использованы для «инактивации» тяжелых металлов в почве. Рядом авторов было показано, что фосфоритная мука и коммунальные отходы (ОСВ) с высоким содержанием фосфора могут быть эффективно использованы на почвах с высоким уровнем загрязнения свинцом (Ruby, et al., 1994;Ма et.al,1995; Cotter-Howells, 1996; Chaney et al.,1997). В свою очередь, в этих же работах показано, что при низком содержании фосфора в почве и при пониженных значениях рН почвенного раствора биодоступность свинца, кадмия и цинка резко возрастает, приводя на сильнозагрязненных территориях к проявлению токсикоза у растений. Таким образом, высокое содержание фосфора в ОСВ можно рассматривать как фактор, обеспечивающий снижение поступления в растения элементов-загрязнителей. При внесении 120 т/га ОСВ в почву поступает до 400 кг легкодоступного фосфора, а общее его поступление составляет 1225 кг/га. По мнению К.Рэуце и С.Кырстя (1986) зафосфачивание почв, которое часто имеет место при бесконтрольном применении навозных и других стоков, также может рассматриваться как негативный фактор, оказывающий угнетающее воздействие на растения, поскольку последние начинают испытывать нехватку микроэлементов. Надо все же отметить, что приводимые этими авторами факты не вполне убедительны: при избыточном применении стоков в почве создаются очень высокие концентрации всех элементов, чрезмерно высокой становится величина электропроводности. В таких условиях выявить негативное действие именно фосфора затруднительно. Тем не менее, нельзя отрицать того факта, что чрезмерное применение фосфатов на легких, обедненных микроэлементами почвах может вызывать дефицит ряда микроэлементов (Кабата-Пендиас, Пендиас,1989; Анспок,1990; Аристархов, 2000). Калий в осадках сточных вод легкодоступен растениям (Овцов, 2000). Из- таблицы 10 следует, что при внесении 15 т/га ОСВ растения недополучают калий, а на всех остальных дозах вносимое количество этого элемента несбалансировано с фосфором и калием.
Влияние систематического внесения ОСВ и извести на временную динамику содержания подвижных форм тяжелых металлов в почве
Соединения ТМ, поступающие в почву из антропогенных источников, трансформируются, проходя стадии растворения и последующего перераспределения между эффективными фазами почв за счет различных физико-химических процессов (Сапрыкин, 1984; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Ладонин, 2002; Shuman,1984; Iskandar,2001).
Взаимодействие катионов ТМ с компонентами почвенного раствора играет важную роль в поведении ТМ в системе почва-раствор-растение в целом. Причем, эти взаимодействия могут оказывать как прямое, так и косвенное влияние на поведение ТМ в рассматриваемой системе. Прямое воздействие связано с изменением свойств ТМ (токсичности, миграционной способности и способности проникать в растения) в результате взаимодействия с компонентами растворов. Косвенное влияние связано с изменением реакционной способности ТМ и характера их взаимодействия с другими эффективными фазами и компонентами почв вследствие изменения форм нахождения и термодинамических активностей.
Более определенным физико-химическим механизмом иммобилизации ТМ в почвах представляется образование осадков малорастворимых солей (Пинский, 1997; Hooda, Alloway, 1996; Chaney et al., 1997; Basta, Sloan,1999) . Образование подобных осадков в условиях эксперимента практически не поддается аналитическому определению из-за крайне низкого их содержания в почвах и маскирующего действия других компонентов почв. Вместе с тем, термодинамические оценки, основанные на использовании данных по константам растворимости чистых солей ТМ в растворах, во многих случаях не отрицают подобных возможностей даже для металлов, образующих относительно более растворимые соли, например кадмий (Пинский, 1997).
Одной из главных особенностей участия ТМ в процессах ионного обмена в почвах является сложный характер их взаимодействия с поверхностью почвенных частиц, что приводит в большинстве случаев к несоответствию экспериментальных изотерм обмена для широкого диапазона концентраций, классическим формам теоретических уравнений (Линник, Набиванец, 1988).
Другой важной особенностью взаимодействия катионов ТМ с почвами является уменьшение рН равновесных растворов по мере увеличения доли ТМ в обменной фазе. При этом сдвиг рН в кислую область существенно превышает изменения, происходящие в результате гидролиза ТМ в отсутствие почвы. Реальная форма зависимости pH=f(CTM, обм.) имеет сложный характер и связана как со свойствами обменивающихся катионов, так и с составом равновесного раствора и типом почвы. Степень иммобилизации ТМ за счет процессов физико-химического связывания зависит не столько от количества адсорбированного или осажденного металла (фактор экстенсивности), сколько от растворимости образовавшегося осадка или прочности его адсорбции поверхностью почвенных частиц (фактор интенсивности). Вместе с тем, характер взаимодействия катионов ТМ с поверхностью почвенных частиц определяется как свойствами металла, так и свойствами поверхности.
Каждый из рассмотренных выше механизмов, очевидно, может иметь место в реальных условиях почвообразования одновременно с другими. При этом вклад каждого из них в совокупный процесс ионного обмена определяется конкретным составом и свойствами жидкой и твердой фаз почвенной ионообменной системы, а также свойствами обменивающихся противоионов и не поддается четкой идентификации. Это означает принципиальную невозможность формализации подобной схемы в полном объеме на данном этапе наших знаний об ионообменных процессах в почвах (Пинский, 1997).
В случае комплексного загрязнения почв тяжелыми металлами, которое возникает при использовании ОСВ в качестве удобрения, необходимо использовать какой-то критерий для оценки потенциальной опасности загрязнения. Многочисленные исследования в области химии почв и агрохимии (Обухов, 1991; Минеев, 1993; Решецкий, 1975; Hooda, Alloway, 1996; Iskandar, 2001) убедительно показывают, что по валовому количеству элементов в почве оценить обеспеченность ими растений довольно трудно. Причина кроется в буферных способностях самой почвы и особенностях произрастающей на ней культуры. Почвы могут ограничивать избыточное поступление химических элементов в растительную продукцию и сохранять ее экологическую чистоту даже при сильном загрязнении территории (Ильин, 1991; Basta, Sloan, 1999,). Большинство исследователей считают, что наиболее чувствительным показателем состояния поллютантов является содержание в почве подвижных форм их соединений (Обухов, 1991; Ильин, 1991; Iskander,2001). В тоже время имеется достаточное количество сведений, показывающих, что содержание подвижных форм соединений тяжелых металлов в почвах - одно из наиболее лабильных свойств почв, значительно варьирующее как во времени, так и в пространстве даже в пределах небольших участков почв (Ладонин,2000; Elliot et al,1986). Проблема раннего обнаружения изменения состояния поллютантов сводится к выделению наиболее «слабого» сигнала, вызванного какими-либо антропогенными факторами на фоне «шума», то есть природной вариации содержания тяжелых металлов. Причем под изменением состояния мы понимаем изменение не только уровня концентрации элемента, но и форм его соединений, поступления в растения и почвенно-грунтовые воды. Не менее важен и другой аспект изучаемого вопроса. Многие из ТМ имеют важное биогенное значение, и при низком уровне их содержания может возникнуть дефицит элементов (Алексеев, 1979, Анспок, 1991).
Существует много методов оценки подвижности ТМ в почвах, при этом используются разнообразные химические соединения, обладающие неодинаковой экстрагирующей силой (Iskandar, 2001). К числу наиболее популярных экстрагентов следует отнетси ацетатно-аммонийний буфер с рН 4,8; 1 М HCI; 0,02 М ЭДТА + 1М CH3COONH4; 0,005 М ДТПА + 0,01М СаСІ2 + 0,1 М ЭДТА с рН 7,3. По своей растворяющей способности они значительно различаются. В частности, 1 М HCI извлекает тяжелые металлы в несколько раз больше, чем ААБ, причем это различие сильнее проявляется на черноземах, чем на дерново-подзолистых почвах (Ильин, 1991). Относительно наиболее приемлемого экстрагента существует много точек зрения: в 80-е годы предпочтение отдавалось 1М раствору HCI (Важенин, 1983; Ильин, 1985; Каплунова, Большаков, 1987; Чулджиян и др., 1988), главным образом потому, что он казался наиболее универсальным, считалось, что с его помощью можно определить ближайший резерв доступных для растений микроэлементов. На основании этого метода были предложены градации по обеспеченности легких почв республик Прибалтики жизненно необходимыми элементами (Анспок,1991). Начиная с 90-х годов 20-го века все более широко стал использоваться 1М ацетат-аммонийный буфер (Обухов, 1991; Попова, 1992; Аристархов, 2001). Его использование дало хорошие результаты при работе с дерново-подзолистыми почвами, а также с карбонатными, засоленными и почвами с повышенным содержанием элементов (в условиях техногенного загрязнения, в районах рудных аномалий). Ацетатно-амммонийный буфер позволяет не только выявить повышенные уровни содержания подвижных форм элементов в почвах, но и проследить трансформацию экзогенных соединений (Цаплина, 1991). В это же время в США и Великобритании предлагается в качестве экстрагента для биодоступных (наиболее подвижных) форм микроэлементов растворы ЭДТА, ДТПА и ряда аналогичных комплексонов (Andersson,1991, Iskandar,2001).
А.А.Алексеев (1978) предложил определение подвижности цинка и кадмия в почвах по величине сорбции; по количествам соединений элементов, растворимых в химических реагентах; по содержанию тяжелых металлов в проростках, выращенных на почвах, в которых оценивается подвижность и по скорости диффузии. Важным показателем подвижности должна быть величина, характеризующая скорость перемещения соединений элементов в почве. Первые три метода оценки подвижности не дают представления о скорости передвижения тяжелых металлов в почвах, и с этой точки зрения правильнее было бы говорить, что они оценивают относительную подвижность. Количественной характеристикой скорости передвижения элементов в почвах является коэффициент диффузии. Определение относительной подвижности тяжелых металлов связано с воздействием на почву либо химических реагентов, либо корневых систем растений, которые могут существенно изменять ее состав и свойства. Измерение величины подвижности по коэффициенту диффузии тяжелых металлов в почвах с помощью радиоактивных индикаторов лишено этого недостатка.
Влияние ОСВ и извести на урожай и биологическое качество растений
Изменения, произошедшие в почве при внесении ОСВ и извести не могли не повлиять на урожай возделываемых культур и их биологическое качество. Ячмень, овес, клевер и люпин обладают различной чувствительностью к уровню плодородия почв. Они также по-разному поглощают тяжелые металлы (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Просянникова, 1999; Chaney et.al 1997). Как уже упоминалось выше, ОСВ оказывал положительное действие на многие агрохимические свойства почвы (содержание органического вещества, показатели почвенной кислотности, содержание питательных веществ), что сказалось на величинах урожая культур в севообороте (табл. 21).
Погодные условия также в значительной степени влияют на формирование урожая сельскохозяйственных культур. Так в 1998 году всходы ячменя были сильно травмированы затянувшимися ранневесенними заморозками, наблюдалось сильное изреживание растений из-за гибели части проростков. Несмотря на неблагоприятные условия произрастания, органическая система удобрений обеспечила получение достоверных прибавок урожая зерна ячменя, пропорциональных дозам ОСВ (табл. 21). Значительные прибавки урожая зерна рассматриваемой культуры по сравнению с контролем были отмечены на вариантах с применением 120 т/га ОСВ как на известковых фонах, так и без извести (182-216%). Максимальные урожаи соломы ячменя также были достигнуты на этих вариантах - 32,6 и 36, 4 ц/га соответственно. Причем на вариантах с совместным внесением ОСВ и извести эти показатели были несколько выше, чем на вариантах, где вносился только осадок.
Минимальная прибавка урожая зерна овса отмечалась на варианте с внесением 15 т/га ОСВ на фоне 9 т/га извести. При внесении минимальной дозы осадков на фоне 3 и 6 т/га извести прибавка урожая зерна овса колебалась в пределах 18-19%. Максимальные прибавки урожая зерна отмечались на вариантах с внесением ОСВ без извести - 45,83% при внесении 15 т/га ОСВ и 119,44% при внесении 120 т/га ОСВ. Аналогичные закономерности отмечались для соломы этой культуры.
1999 год был исключительно засушливым. Весна была холодной и затяжной, начало полевых работ по сравнению с обычными отставало на 1,5 недели. В июне и июле выпало 10 и 41% осадков от нормы.
Это не могло не отразиться на величине урожая зеленой массы клевера. Так, максимальная прибавка урожая зеленой массы клевера отмечалась на варианте с внесением 15 т/га ОСВ на фоне 3 т/га извести и составила 10,2 %. С увеличением дозы извести этот показатель снижался и на варианте с совместным внесением 15 т/га ОСВ и 9 т/га извести составил всего 2,7%. При внесении максимальной дозы осадка (120 т/га) минимальная прибавка урожая была приурочена к варианту, где вносился только осадок (14,97%), максимальная же - к варианту с внесением 120 т/га ОСВ на фоне 3 т/га извести.
2000 год в целом был благоприятным для роста и развития культур. Несмотря на то, что урожай зеленой массы клевера в этом году был несколько ниже предыдущего сезона, в прибавке урожая наблюдались тенденции, характерные для предыдущего года.
В 2001 году в севооборот был введен люпин узколистный. Это однолетнее растение, способное давать большие урожаи на бедных супесчаных почвах, обладает слабой отзывчивостью на повышенную кислотность почвы, благодаря стержневой корневой системе, глубоко проникающей в почву (до 2 м), использует питательные вещества, находящиеся на значительной глубине. Однако биологические особенности данной культуры не оказали существенного влияния на величину прибавки урожая. Так, на вариантах с внесением минимальной дозы ОСВ на всех известковых фонах прибавка урожая составляла 13-14%, максимальная же прибавка урожая отмечалась на варианте, где вносилось 15 т/га ОСВ без извести (19,8%). Внесение же максимальной дозы осадка (120 т/га) как совместно с известью, так и без нее способствовало увеличению урожая на 21-22%.Надо отметить, что люпин считается культурой кальциефобом, однако это явление, по мнению ряда авторов, связано с недостатком микроэлементов, антагонизмом калия и кальция (Болышева,1984). При внесении ОСВ люпин не испытывал недостатка в микроэлементах, а соотношение между кальцием и калием, видимо, было для него неблагоприятным.
Внесение ОСВ и извести оказало влияние на накопление питательных элементов в культурах севооборота. Главным показателем качества этих фуражных культур является содержание азота. Накопление его в зерне ячменя и овса возрастало пропорционально увеличению дозы осадка (табл. 22). Для зеленой массы клевера, соломы и бобов люпина эти изменения были менее значимыми, что связано с биологическими особенностями бобовых культур.
Поскольку использовавшиеся в опыте осадки сточных вод содержали большие количества фосфора, содержание этого элемента во всех культурах заметно увеличивалось по мере увеличения дозы осадка (табл. 22).
Почвы Владимирского ополья бедны калием. Слабо обеспечен этим элементом был и ОСВ, поэтому при росте дозы ОСВ не наблюдается значимого увеличения содержания калия в зерне озимой пшеницы и овса. В соломе этих культур некоторое увеличение содержания калия отмечается только при внесении самой высокой дозы ОСВ. Для клевера наибольшее содержания калия в растениях было приурочено к вариантам с внесением минимальной дозы. Вероятней всего это связано с ростовым разбавлением за счет большей величины урожая при внесении максимальной дозы осадка (120 т/га) (табл. 22).
Одной из важнейших задач в рамках мониторинга содержания ТМ в экосистемах является оценка уровней накопления данных элементов в различных видах растений и контроль за их содержанием в растениеводческой продукции сельского хозяйства.
Исследование процессов накопления тяжелых металлов в растениях важно как для оценки состояния самого растения (угнетение жизненных функций, характер адаптации к высоким концентрациям металлов, появление устойчивых к металлам экотипов и популяций), так и для жизненных интересов человека (использование растений для индикации состояния среды и т.п.). В последнее десятилетие вопросы накопления ТМ растениями рассматриваются и под другим углом. Убедительно показано, что некоторые дикие виды растений {Thlaspi caerulescens, Agrostis capillaries) и ряд сельскохозяйственных культур (Zea mays, Brassica juncea) могут накапливать существенные количества ТМ в надземной массе (Chaney et al., 1997; Miller, 1996). Это свойство растений может быть широко использовано для удаления из почвы поллютантов. Однако для разработки подобных стратегий необходим банк данных о толерантности растений и их способностях к аккумуляции отдельных тяжелых металлов. Вопрос о толерантности растений к полиметаллическому загрязнению также мало изучен (Begonia et al.,1998; Chaney et al., 1997, Кабата-Пендиас, 1989).
На поступление тяжелых металлов в растения влияет множество факторов, важнейшими из которых являются свойства почв и динамика почвенных процессов, педохимия металлов, состояние и трансформация их соединений, физиологические особенности растений. При содержании металлов в корнеобитаемом слое в количествах, значительно превышающих предел, который может быть закреплен за счет внутренних ресурсов почвы, в корни поступают такие количества элементов, которые мембраны удержать уже не могут. В результате этого поступление ионов или соединений ТМ перестает регулироваться клеточными механизмами, следствием чего является накопление избыточных количеств данных элементов тканями растения и интоксикация растительного организма (Черных, Поповичева, 2000). Как показано в ряде исследований, на потребление растениями микроэлементов из почвы, особенно из ее твердой фазы, большое влияние оказывает микробное сообщество ризосферы (Angle et al., 2001; Burd et al.,2000). На наш взгляд, полученные нами данные по выращиванию типичных для дерново-подзолистых почв культур на почвах с полиметаллическим загрязнением могут представлять интерес и с точки зрения вопросов фиторемедиации.
Содержание тяжелых металлов в сельскохозяйственных культурах является важнейшим показателем биологического и гигиенического качества растений, выращиваемых на загрязненных почвах, а также критерием эффективности мелиорантов.
К сожалению, мы еще мало знаем о механизмах накопления растениями тяжелых металлов, потому что до сих пор основное внимание уделялось усвоению соединений азота, фосфора и других элементов питания. Успешные эксперименты с этилендиаминтетрауксусной кислотой позволяют предположить, что растения усваивают малорастворимые соединения тяжелых металлов в результате того, что их корни выделяют в почву какие-то природные вещества-комплексообразователи. Например, известно, что при недостатке в растениях железа их корни выделяют в почву так называемые фитосидерофоры, которые переводят в растворимое состояние содержащиеся в почве железосодержащие минералы. Однако было замечено, что фитосидерофоры способствуют и накоплению в растениях меди, цинка, марганца (Chaney et al.,1997).
