Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Объекты и методы исследования 11
1.1. Объекты исследования 11
1.1.1. Краткая общая характеристика природных условий районов исследования 14
1.2. Методы исследования 15
1.2.1. Методика определения мышьяка в растениях методом электротермической атомно-абсорбционной спектрометрией с Зеемановской коррекцией фона 17
1.2.2. Информативность и ограничения применения универсальных многоэлементных экстрагентов 24
1.2.3. Техника проведения эксперимента по кинетике перехода металлов из почвы в вытяжку ЇМ НС1 30
1.2.4. Методические проблемы фракционирования металлов в почвах 30
Глава 2. Агроэкосистема: особенности функционирования, структура, иерархическая организация процессов массопереноса тяжелых металлов 37
2.1 .Особенности функционирования и структура агроэкосистемы 37
2.2. Процессы массопереноса химических элементов в агроэкосистеме. Системная организация 41
Глава 3. Соединения тяжелых металлов в почве 48
Глава 4. Основные факторы, определяющие состояние тяжелых металлов в агроэкосистемах 52
Глава 5. Основные закономерности поглощения тяжелых металлов растениями 55
Глава 6. Источники поступления тяжелых металлов в агроэкосистему 61
6.1 .Основные антропогенные источники 61
6.2.Агрохимические средства 62
6.3.Атмосферные выпадения 72
6.4. Ориентировочная оценка состояния агроэкосистем Московского региона 75
6.5. Оценка аэротехногенного потока тяжелых металлов на исследуемые территории по данным анализа снега 78
6.6. Оценка источников поступления ТМ в исследуемые агроэкосистемы.. 86
Глава 7. Роль агрохимических средств в изменении состояния тяжелых металлов в почвах 89
7.1.Изменение агрохимических свойств почв в процессе длительного применения агрохимических средств 95
7.2.Взаимодействие удобрений с почвой и усиление внутрипочвенного выветривания агроэкосистемах 102
7.3. Оценка внутрипочвенного выветривания в исследуемых почвах 108
Глава 8. Состояние тяжелых металлов в почвах исследуемых агроэкосистем 115
8.1.Содержание химических элементов в почвообразующих породах 116
8.2. Состояние тяжелых металлов в исследуемых почвах 120
8.2.1.Валовое содержание химических элементов в почвах 121
8.2.2.. Подвижные соединения тяжелых металлов в почвах 135
8.2.3.Формы соединений тяжелых металлов в почвах 174
Глава 9. Поступление тяжелых металлов в растения в условиях длительного применения удобрений 212
9.1. Накопление тяжелых металлов в растениях. Влияние природных факторов и аэротехногенной нагрузки 213
9.2. Влияние длительного применения разных форм удобрений на накопление тяжелых металлов растениями 227
9.3. Накопление металлов растениями в условиях последействия длительного внесения удобрений 250
9.4. Влияние несбалансированного питания растений на поглощение ими тяжелых металлов 255
Выводы 266
Литература 271
Приложение 316
- Информативность и ограничения применения универсальных многоэлементных экстрагентов
- Процессы массопереноса химических элементов в агроэкосистеме. Системная организация
- Оценка аэротехногенного потока тяжелых металлов на исследуемые территории по данным анализа снега
- Состояние тяжелых металлов в исследуемых почвах
Введение к работе
Для полноценной жизни каждого человека на Земле необходимы безопасная высококачественная пища и благоприятная экологическая среда. Получение пищевого сырья находится в сфере сельскохозяйственного производства. Агроэкосистема и ее основа - агроценоз - формируют определенную (необходимую) биопродукцию, которая характеризуется не только количественными показателями, т.е. продуктивностью, но и показателями качества.
Качество продукции это, с одной стороны, полноценный, характерный для каждого биологического вида и сорта набор белков, жиров, углеводов, витаминов, минеральных веществ, а с другой стороны - это относительная безопасность продукции, обусловленная присутствием в ней химических элементов в количествах, не превышающих установленные для человека и животных уровни потребления.
Качество биопродукции (по сравнению с ее количественным показателем или биомассой), как результирующее метаболических и регуляторных процессов в растениях, более чувствительно к загрязнению природной среды, а также к нарушению сбалансированной обеспеченности эссенциальными элементами (как макро, так и микро).
Проблема получения безопасной продукции стала наиболее актуальной в XX веке, особенно во второй его половине, что связано с возросшим общим уровнем антропогенной нагрузки на агроэкосистемы, приводящим не только к загрязнению ее компонентов тяжелыми металлами, но и к изменению их естественного состояния в почвах.
Данные наблюдений в Ротамстеде (Johnston et al., 2001) свидетельствуют о возрастании концентрации кадмия в почвах и в зерне пшеницы, ячменя и травах в период с 1908 по 1999 гг. Отмечен рост содержания свинца, цинка и меди за этот период в почвах агроэкосистем Ротамстеда. Основными причинами таких трендов авторы считают атмосферное загрязнение, а также длительное систематическое применение минеральных удобрений и навоза. (McGrath, Johnston, 2001). Причем речь не идет о локальном интенсивном загрязнении агроэкосистем в зоне действия промышленных предприятий или при внесении ОСВ. Аэротехногенные выпадения в данном случае определяются региональной и глобальной составляющими. В последние годы содержание кадмия в зерне пшеницы из представительных сельскохозяйственных районов Великобритании составляет от 0,01 до 0,3 мг/кг, наиболее часто встречающийся интервал концентрации - от 0,025 до 0,05 мг/кг (Johnston etal., 2001).
Данные мониторинга содержания кадмия и свинца в зерновых культурах в период с 1975 по 1993 гг. в Германии показали, что уровень концентрации кадмия в пшенице и ржи сохранялся постоянно достаточно высоким, несмотря на снижение атмосферного загрязнения в последнем десятилетии XX века по данному элементу более, чем на 75% . Для свинца отмечена тенденцию снижения содержания в зерновых (Bruggemann, 2001).
Действующие в Российской Федерации ПДК тяжелых металлов и мышьяка в продуктах питания и продовольственном сырье приведены в табл.1. В сравнении с ними можно оценить уровни содержания тяжелых металлов в некоторых сельскохозяйственных культурах, выращиваемых в разных странах. Так, в Венгрии при наиболее часто встречаемом содержании кадмия в зерновых от 0,005 до 0,062 мг/кг, максимальные значения могут достигать 0,2-0,8 мг/кг, в овощах эти значения составляют - от 0,005 до 0,03 мг/кг и до 0,02 - 0,46 мг/кг, соответственно. Средний интервал концентрации свинца в зерновых - от 0,05 до 0,6 мг/кг ( наибольшие встречаемые значения - от 0,09 до 2,1 мг/кг), в овощах - от 0,003 до 0,31 (максимально - до 6,4 мг/кг) (Ursinyova, Hladikova, 2000).
В табл.2 приведены уровни содержания тяжелых металлов в пшенице, выращиваемой в разных странах.
Как мы видим, в ряде случаев имеет место превышение допустимых уровней концентрации всех нормируемых тяжелых металлов, но наиболее часто и существенно (иногда в разы) в зерновых культурах превышается регламентируемое содержание кадмия. В Швеции концентрация 0,1 мг/кг Cd превышена в 5 -10% пшеницы, производимой в южных сельскохозяйственных районах (Jonsson et al., 2001. Р 441). В Польше доля зерновых с содержанием кадмия выше 0,1 мг/кг составляет 18% (Ursinyova, Hladikova, 2000). В странах Европейского Союза - менее жесткие требования к контролю содержания кадмия в сельскохозяйственной продукции. Для пшеницы ПДК составляет 0,2 мг/кг (Oborn, Eriksson, 2002).
Информативность и ограничения применения универсальных многоэлементных экстрагентов
Показатели подвижности тяжелых металлов в почвах, как и любая другая аналитическая инфорамация о состоянии контролируемых химических элементов в объектах природной среды, должны объективно характеризовать исследуемые объекты. Качество получаемой информации зависит от ряда факторов (выбор объекта исследования, отбор проб, подготовка их к анализу, проведение анализа). При определении подвижных соединений элементов, а также и других их форм нахождения в почвах, основные проблемы связаны с адекватностью применяемого метода выделения тех или иных соединений. Ниже (в подразделе 1.2.4.) уделено внимание методическим проблемам фракционирования тяжелых металлов в почвах. В настоящем подразделе рассмотрены случаи и возможные причины неадекватности получаемой информации при применении ЇМ р-ра НС1 для оценки подвижных (кислоторастворимых) соединений стронция в почвах. Обычно, при оценке подвижности Sr90 или состояния стабильного стронция в почвах, применяют экстрагенты, рекомендованные Ф.И.Павлоцкой (1973) и позволяющие выделить три группы подвижных соединений стронция в почвах: водорастворимые, обменные (1М р-р CH3COONH4 с рН « 7) и необменные (6М р-р НС1). Однако в большом числе опубликованных работ можно встретить сведения об определении подвижного стронция в почвах (обычно наряду с тяжелыми металлами) с помощью универсальных экстрагентов, причем, как правило, или в составе вытяжки 1 М СН3СООН+ CH3COONH4 с рН 4,8 (экстрагент 1), или вытяжки ЇМ НС1 (экстрагент 2) (Шугаров, 1971, Березин и др., 1988, Петрова, 1994 и др.). Полагая, что подвижные формы элемента в почвах представляют собой непрерывный ряд групп соединений, различающихся по своей способности переходить в жидкую фазу (по прочности фиксации твердой фазой почвы), любые два экстрагента, различающиеся по силе воздействия на почву, будут извлекать неодинаковое количество соединений элемента, характеризующих различную степень их подвижности. Применение двух универсальных экстрагентов (1) и (2) для определения подвижных соединений стронция в дерново-подзолистых почвах различного гранулометрического состава и разным валовым содержанием элемента (более 100 проб, включая почвы и не только из рассматриваемых в данной работе опытов) привело к получению, на первый взгляд, парадоксальных результатов.
Количество стронция, переходящее в вытяжку (2) часто было равно, а во многих случаях и меньше, чем извлекаемое вытяжкой (1). В тех редких публикациях (Березин и др., 1988), где приводятся параллельно результаты определения стронция, извлекаемого из почв экстрагентами (1) и (2), получены аналогичные данные. В таких случаях несоответствия в соотношении стронция, переходящего в вытяжки (1) и (2), авторы объясняют преимущественным нахождением металла в обменной форме (Березин и др., 1988). Если авторы определяли стронций методом атомно-абсорбционной спектрометрии, то возможны еще и химические депрессирующие влияния (в вытяжке 1 М НС1), не снимаемые или частично снимаемые применением различных спектральных буферов (лантанового, калийного). Но в нашем случае этот аспект проблемы не рассматривается, т.к. при анализе вытяжек атомно-эмиссионным спектральнымо методом с индуктивно-связанной плазмой, химические помехи при определении стронция незначительны.
Многочисленные результаты анализов исследуемых вытяжек из почв позволили сформировать три группы почв, в которох было различное соотношение стронция в вытяжках: 1. (экстрагент 1) (экстрагент 2); 2. (экстрагент 1) (экстрагент 2); 3. (экстрагент 1) (экстрагент 2). Причем, связи между типом соотношения стронция в вытяжках и гранулометрическим составом почв не было установлено. Среди почв, принадлежащих к каждому роду гранулометрического состава (супеси, легкосуглинистые, среднесуглинистые и тяжелосуглинистые) были выявлены почвы со всеми 3-мя типами соотношения концентрации металла в вытяжках. Для выяснения причины снижения концентрации стронция в вытяжке (экстрагента 2) по сравнению с вытяжкой (экстрагента 1) был проведен эксперимент по кинетике перехода металла в экстрагент (2) из нескольких образцов дерново-подзолистых почв, характеризующихся контрастным соотношением стронция, извлекаемого вытяжками (1) и (2). Одновременно со стронцием в отобранных пробах раствора определяли и ряд других металлов (рис. 1-4). Как следует из приведенных графиков извлечения металлов из твердой фазы почвы, на последнем этапе взаимодействия (через сутки) для всех исследованных почв в раствор переходят максимальные количества железа, марганца, алюминия, а также меди, свинца и никеля. Для почв с соотношением стронция в вытяжках (1) (2) наблюдалось возрастание концентрации стронция на последнем этапе взаимодействия (рис. 3). При изменении типа соотношения металла в вытяжках из почв (1 2) отмечалось падение концентрации стронция на последнем этапе взаимодействия (рис.1). Значительное снижение в этом случае количества извлекаемого стронция (от 1,2 до 2 раз) также совпадало с выходом в
Процессы массопереноса химических элементов в агроэкосистеме. Системная организация
Рассмотрение агроэкосистемы, как части более крупного целого (системы сопряженных элементарных ландшафтов),- с одной стороны, и как структуры, состоящей из ряда подсистем, заключенных в так называемые «ландшафтные призмы», - в терминологии Дж. Фортескыо (1985),- с другой, - позволяет наиболее адекватно отразить ее функционирование, выявить связи, характеризующие потоки вещества и энергии между внутренними компонентами и внешними природными структурами. Применение системного подхода при изучении агроэкосистем закономерно. Сам термин агроэкосистема состоит из трех частей, одной из которых является слово «система». В определении понятия «агроэкосистема» как вторичного биогеоценоза, ставшего элементарной ячейкой биосферы, (см. выше) уже заложен системный подход. Исследование организации и функционирования экосистем давно проводится с позиций системного анализа (Одум, 1987а, 9876, Райкил, 1987). Главной особенностью системного подхода является то, что он адресован к системе целиком, то есть к тем ее характеристикам, которые вытекают из специфики связей между компонентами и для изучения которых наиболее подходящим аппаратом является системный анализ. В свою очередь, системный анализ - это структурная и логическая организация данных о системе (Райкил, 1987). Что же такое система в современном понимании? Это совокупность, взаимодействующих между собой относительно элементарных структур или процессов, объединенных в целое выполнением общей функции, не сводимой к сумме функций ее компонентов. Любую систему характеризует то, что она: 1) имеет связи между составляющими ее элементами, каждый из элементов внутри системы считается неделимым; 2) взаимодействует со средой и другими системами, как единое целое; 3) имеет иерархическую организацию, т.е. состоит из подсистем более низких уровней и сама является подсистемой для систем более высокого порядка; 4) сохраняет общую структуру взаимодействия элементов при изменении внешних условий и внутреннего состояния; 5) при эволюции во времени между элементами системы в разные моменты времени можно провести однозначное соответствие (Афанасьев, 1980, Блауберг, Юдин, 1973).
Системные исследования получили широкое распространение во многих естественных науках: экологии, ландшафтоведении, биогеохимии, биоценологии (Глазовская, 1964, 1976, Псрельман, 1975, 1999, Сочава, 1978 и др.). В почвоведении системной организации объекта посвящены работы Ф. И. Козловского (1970, 2003), В.М. Фридланда (1972), Э.А. Корнблюма (1975), А.Д. Воронина (1978) и др. Принцип иерархической организации почв при постановке фундаментальных почвенных исследований заявлен американскими почвоведами (Sposito, Reginato, 1992, Возможности ..., 2000). М. И. Дергачева разработала иерархически организованную систему гумусовых веществ в почве (1989). Г.В. Мотузова (1999) выявила системную организацию соединений микроэлементов в почве. Системно - иерархический анализ микроэлементного состава фитобиоты ландшафтов был проведен М.Д. Скарлыгиной-Уфимцевой(1991). Системному подходу в рассмотрении организации и функционирования агроэкосистем посвящены работы Ю. Одума (1987), К. Спеллинга (1975, 1987), Э. Райкила (1987) и др. Ландшафтный подход (по сути дела - системный) в анализе функций и процессов в сельскохозяйственных системах рассматривается в работах Дж. Краммела и М. Драйера (1987). Системный анализ заложен в основу агрогеохимического подхода в исследованиях биогеохимических циклов биофильных элементов под воздействием средств химизации. Этот подход был разработан В.А. Ковдой (1976, 1981, 1984) и получил дальнейшее развитие в работах В.Н.Кудеярова (1977, 2004), В.Н. Башкина (1987а , 19876). Некоторые элементы системного подхода были применены Ю.Е. Саетом и др. (1991) при рассмотрении геохимических и биогеохимических особенностей распределения химических элементов, в том числе и тяжелых металлов, на территориях сельскохозяйственного использования. Системный подход в исследовании агроэкосистем при оценке режимов их функционирования и устойчивости нашел отражение в работах Л.В.Помазкиной с соавторами (1998,2004). А.Д.Фокин и Ф.И.Козловский (1994), отмечая общую тенденцию к интеграции наук при исследовании ландшафтов как систем (экосистем, геосистем), отмечали, что кардинальным путем подобного синтеза является создание теории биогеохимических потоков, через которые осуществляются межкомпонентные взаимосвязи, объединяются ландшафты различных уровней. Только при понимании любых химических изменений в окружающей среде как результата совокупного действия, как правило, нескольких биогеохимических потоков, возможна адекватная оценка реальной ситуации, позволяющая принимать правильные практические решения. Биогеохимических поток - любой процесс массопереноса в ландшафте (компонентах ландшафта), приводящий к перераспределению веществ между отдельными структурными элементами ландшафта и экосистем (Фокин, Козловский, 1994).
Системная организация экологических процессов в геохимическом ландшафте рассмотрена в работе Д. Колемана с соавторами (Coleman et al., 1992) и представлена на рис.7. В данном случае экологические процессы рассмотрены в природном ландшафте. При антропогенном вмешательстве в природную среду на приведенной выше схеме уровень леса может занимать агроэкосистема, уровень дерева - растение, но иерархическая процессов сохранится. Только сами процессы будут иметь определенную специфику, связанную с антропогенными субсидиями и отчуждением растениеводческой продукции в агроэкосистеме. В геохимическом ландшафте иерархическая структура процессов, связанных с потоками тяжелых металлов, будет выглядеть следующим образом (табл. 11). Только понимание каждой конкретной ситуации, как совокупности взаимодействующих процессов разных уровней, позволит адекватно оценивать и прогнозировать состояние (или изменение состояния) тяжелых металлов (любых элементов, химических соединений) в любой подсистеме. В большинстве случаев несоответствие результатов, получаемых в вегетационных и полевых опытах, связано не только с влиянием погодных условий в полевом опыте (в вегетационном опыте обычно поддерживается постоянный уровень влажности почвы), но и с наличием различных процессов на уровне ландшафта для полевых экспериментов и отсутствием таковых для вегетационных моделей. Агроэкосистему можно рассматривать как особый тип (род, вид) элементарного ландшафта (Глазовская, 1964). Состояние химических элементов, включая тяжелые металлы, в агроэкосистеме, во многом будет зависеть от условий миграции элементов, определяющихся принадлежностью данной агроэкосистемы тому, или иному типу элементарного ландшафта. Схематически циклы тяжелых металлов в агроэкосистемах по Д. Адриано (Adriano, 2001) показаны на рис. 8. В данном случае принадлежность агроэкосистемы более крупной системе - геохимическому ландшафту проявляется частично и связана с введением в схему атмосферных выпадений и потоков поступления и выноса тяжелых металлов с эрозионными процессами. На более низком иерархическом уровне - в системе почва - растение схема массопереноса тяжелых металлов представлена на рис. 9.
Оценка аэротехногенного потока тяжелых металлов на исследуемые территории по данным анализа снега
Дождь и снег - неравнозначны для оценки аэротехногенного воздействия на исследуемый ландшафт. Снег является удобным естественным планшетом, задерживающим и сохраняющим (за весь период от начала его формирования до начала снеготаяния) все виды атмосферных выпадений на подстилающую поверхность (Пословин, Остромогильский, 1984, Ветров, Кузнецова, 1997). За счет большой сорбционной емкости он поглощает из атмосферы и осаждает на земную поверхность большую часть загрязнителей (Покатилов, 1993, Сысо и др., 2004). Снежный покров, если он не подвергался интенсивному таянию, является более корректным индикатором аэротехногенных выпадений, так как аккумулирует в себе все загрязняющие атмосферу компоненты, но в отличие от дождей и твердых летних аэрозолей не несет в своем составе терригенные частицы (Сысо и др., 2004). Основные гидрохимические характеристики исследуемой снеговой воды приведены в табл. 25 Наименее минерализованными являются снеговые воды РАОС. Все показатели солевого состава для них находятся в минимуме. Величина рН 5,6, характеризующая пробы снега с полей РАОС, соответствует естественному состоянию атмосферы и обусловлена постоянным содержанием в ней С02 - 0,03% (Хромова и др., 1985). В снеговых водах ДАОС, ЛОП и Чашниково значения рН выше, чем в пробах РАОС, что может быть связано со степенью запыленности атмосферного воздуха. Чем запыленнее атмосфера, тем выше значение рН этих осадков. Снеговые воды в большинстве случаев имеют рН выше 6 (Хромова и др., 1985). По величинам кислотности снеговых вод и степени их минерализованности можно предполагать, что аэротехногенное воздействие на агроэкосистемы РАОС минимально по сравнению с другими исследуемыми территориями. Подкисления осадков за счет антропогенных выбросов диоксидов серы и азота, а также сернистого ангидрида не наблюдается. Это подтверждают данные Г.В. Добровольского, СА. Шобы (2000) об экологическом состоянии атмосферного воздуха на 1999 год.
Оценка качества проводилась по районам Московской области на основании сведений о выбросах вредных веществ (сернистый ангидрид, оксиды азота, аммиак). Экологическое состояние атмосферного воздуха было признано благополучным (с условно нулевым уровнем загрязнения) в Раменском и Солнечногорском (Чашниково) районах и с низким уровнем загрязнения в Люберецком районе. По городу Долгопрудному данные отсутстуют. В табл. 26 приведены данные по объему снеговой воды и взвешенных частиц, поступающих на поверхность почвы площадью 1 м (среднее за 2 года). снегового покрова. Минимальная глубина снегового покрова отмечалась на Люберецком опытном поле (20 - 27 см). На полях Раменской и Долгопрудной агрохимических опытных станций она была примерно одинаковой - от 25 до 33 см. Максимальная глубина снегового покрова наблюдалась в Чашниково - от 38 до 53 см. Наименьшее количество взвешенных частиц было обнаружено в снеговой воде из РАОС и ДАОС - 21 и 42 мг/л, соответственно. Почти на порядок выше значения в ЛОП и Чашниково -182 и 362 мг/л, что свидетельствует о значительной запыленности атмосферы в данных районах. По данным Шевченко и др. (2002, Томск) содержание нерастворимых частиц в снеге фоновых районов (Арктика, Архангельская, Тверская и Московская области) находится в пределах от 0,5 до 10 мг/л. В снеге чистых районов г. Москвы количество взвешенных частиц составляет около 20 мг/л, возрастая в загрязненных районов до 100 и более мг/л (Шевченко и др., 2002). По содержанию взвешенных веществ снеговой покров на полях ЛОП и Чашниково можно считать сильно загрязненным. Содержание химических элементов в снеге приведено в табл. 27 и 28 Как и следовало ожидать, структура и уровень загрязнения снегового покрова исследуемых территорий различны. В жидкой фазе снега с полей ЛОП обнаружена максимальная концентрация бора, фтора, марганца, никеля, свинца, хрома, мышьяка и селена, а также минимальная - железа, по сравнению со снегом других точек обследования. Снеговая вода УО ПЭЦ Чашниково обогащена алюминием, кадмием, ртутью, стронцием и цинком. Она характеризуется наименьшим содержанием мышяка и фтора. В жидкой фазе снега ДАОС отмечена наибольшая концентрация бария, меди, железа и молибдена, а также минимальная - кадмия, бора, хрома, марганца, никеля и свинца. В снеге РАОС обнаружено наименьшее содержание алюминия, бария, меди, стронция и цинка в растворенном виде. Концентрация тяжелых металлов во взвешенных частицах снегового покрова исследуемых территорий имеет свои особенности и не повторяет характер распределения содержания элементов в жидкой фазе снега. Твердые частицы снега ЛОП обеднены большинством тяжелых металлов, за исключением свинца. Самым высоким содержанием меди, хрома и цинка характеризуются взвешенные частицы снега РАОС. Наиболее обогащенными кадмием, железом, марганцем, стронцием и никелем оказались твердые частицы снега Чашниково. Во взвешенных частицах снега ДАОС обнаружено минимальное содержание железа и цинка. Поток (плотность выпадения) тяжелых металлов в зимнее время на исследуемые территории показан в табл. 29. Структура потока химических элементов на поверхность почвы существенно различается в пунктах снегоотбора. Так, доминирующая форма поступления практически всех металлов на поля Чашниково в составе взвешенных частиц. Причем, по величине соотношения нерастворимой и растворимой форм можно выделить несколько групп металлов: для кадмия и цинка поступление в составе частиц превышает в 5-6 раз их поток в растворимой форме; для хрома и никеля - в 17-22 раза; для меди и марганца - в 51-52; для железа и свинца - в 350-650 раз. Количество стронция, поступающее на поверхность почвы полей Чашниково в растворимой и нерастворимой форме примерно одинаково. больше, чем в растворимой для железа в 1,3 раза, для марганца, хрома и никеля - в 3,4-7,8 раз и для свинца в 14,5 раз.
В составе снега на поверхность полей РАОС в растворимом состоянии преимущественно поступают кадмий и стронций. Соотношение нерастворимой и растворимой формы выпадений для марганца и никеля составляют 1,3- 2,0; для хрома, цинка, меди и свинца - 2,7-8,3 и для железа - 20,4. Соотношение растворимой и нерастворимой форм металлов для атмосферных осадков, выпадающих над континентами, считается примерно одинаковым (Жигаловская и др., 1974, Миклишанский и др., 1978, Добровольский, 1998), однако региональные особенности загрязнения атмосферы, метеорологические процессы и специфика поведения каждого элемента приводят к существованию различных структур потоков металлов. Единственная закономерность которая подтверждается и нашими исследованиями, и проявляющаяся независимо от техногенной нагрузки на район (промышленный, сельскохозяйственный или фоновый) и его территориального положения (Европа, Азия), - преобладание в структуре выпадений свинца нерастворимых соединений (Добровольский, 1998, Hiraki et all., 2001). Суммарное количество тяжелых металлов, выпадающих на исследуемые территории в зимнее время года, представлено в табл. 30. Полагая, что в теплое время года (с апреля по октябрь) на территории Московской области выпадает в двое больше осадков, чем в холодное время (с ноября по март) (Справочник, 2003), были рассчитаны ориентировочные потоки тяжелых металлов и неметаллов за год. Реальные годовые выпадения могут быть несколько меньше, так как многочисленными исследованиями установлено, что плотность выпадения металлов с осадками в холодный период со снегом значительно больше, чем в теплое время года с дождями (Kuttler, 1982, Хромова и др., 1985). Для оценки уровня потоков металлов на почвенную поверхность исследуемых территорий необходимо сопоставление полученных данных со сведениями о величинах выпадений в фоновых и сельскохозяйственных районах нашей страны и соседних стран. Такие данные приведены в табл. 31. В обзорах фонового состояния природной среды приведены данные о выпадениях с атмосферными осадками тяжелых металлов на подстилающую
Состояние тяжелых металлов в исследуемых почвах
Существуют общие подходы к оценке состояния химических элементов в почве и специфические методы, связанные с природой каждого из элементов и его соединений. Д.С. Орловым и Л.А. Воробьевой (1982) была разработана сисі ма показателей химического состояния почв. Состояние химического элемента в почпах определяется следующим набором показателей: 1). валовое содержание элемента; 2 . показатели его подвижности; 3). показатели группового и фракционного сосі;та соединений элемента. В этой системе показателей на первом месте стоит вало:ос содержание химического элемента в почве. Оно является необходимым показателем, особенно при изучении изменения состояния любого химического элемента мри длительном воздействии какого-либо фактора - антропогенного или природного (с нашем случае это длительное применение удобрений), а также при первичном обсл мовании почв в целях мониторинга, независимо от его вида (Мотузова. Карпова 1085, Мотузова, Карпова и др., 1990, Мотузова, 2001, Карпова, 2003). Обязательн сть включения показателя валового содержания химического элемента для такого ро/м исследований связана с тем, что это показатель своего рода абсолютный. Количество подвижных соединений элемента подвержено динамическим изменениям в : .;:висимости от множества факторов (погодных условий, выращиваемой культу .їм и фазы ее развития, предшествующей культуры и т.д.), что делает не всегчм сравнимыми данные, полученные в разные годы. Валовое же содержпиие химического элемента (при соблюдении репрезентативности выборки) показатель «абсолютною» сравнения. Характеристика почв контрольних вариап юв Состояние тяжелых металлов в контрольных вариантах исслед. емых дерново-подзолистых почв определяется спецификой почвообразовательных лроцессов под влиянием природных факторов (почвообразующих пород, гранулометрического состава почв, положением в рельефе). Рассмотрение в отделы і м подразделе особенностей распределения химических элементов в контрольных вариантах почв позволит выявить и выделить различия, обусловленные природными факторами. В данном случае, конечно, необходимо помнить, что на исходное природное распределение тяжелых металлов в почвах определенное влияние оказывает сельскохозяйственная обработка почв и систематический вынос химических элементов с урожаем культур. Валовое содержание тяжелых металлов в почвах наследуется от почвообразугащих пород. Дополнительным источником их поступления в почвы контрольных вариантов (без применения агрохимических средств) опытов служат атмосферные выпадения.
Вынос тяжелых металлов из почвы определяется отчуждением сельскохозяйственной продукции с урожаем и миграцией соединений металлов за пределы почвенного профиля. Профильное распределение тяжелых металлов обусловлено процессами почвообразования, которые И.П. Герасимов и М.А. Глазовская (1960) свели к трем основным группам явлений: 1) распад одних минеральных соединений и создание новых; 2) разложение одних органических соединений и образование новых; 3) вынос из почвы продуктов выветривания и почвообразования и принос в почву «главным образом путем биологического круговорота ... разнообразных соединений (например, азота, различных зольных элементов». В почвах агроэкосистем на распределение химических элементов дополнительное воздействие оказывает сельскохозяйственная обработка, изменяющая многие физические свойства почвы и способствующая возникновению или интенсификации таких почвенных процессов как лессиваж, партлювация, в результате чего происходит текстурная дифференциация почвенного профиля (Козловский, 2003). По данным Ф.И. Козловского и др. (2001), при многолетней сельскохозяйственной обработке исходно гомогенного субстрата происходит дифференциация профиля по илу в результате лессиважа. К аналогичным результатам пришла И.А.Верховец (2005), изучая почвообразование на покровном суглинке под различными ценозами. Поскольку илистая фракция является концентратором тяжелых металлов, то перенос суспензий илистых частиц вниз по профилю может приводить к усилению или формированию элювиального или элювиально-иллювиального типов распределения. В работе Н.Л.Караваевой и С.Н.Жарикова (1998) приводятся сведения о возникновении иллювиальных явлений в профиле почв сельскохозяйственного использования.
Определенный вклад в содержание и характер профильного распределения тяжелых металлов вносит ландшафтная дифференциация почвенного материала (особенно при выраженном рельефе). Результирующая действия всех названных выше факторов приводит к формированию в почвах уровня содержания тяжелых металлов и типа их профильного распределения. В табл. 43 приведено валовое содержание макроэлементов и тяжелых металлов в пахотных горизонтах почв контрольных вариантов изучаемых опытов. Как и следовало ожидать, максимальные количества большинства элементов, присутствующих как в макро- (алюминий, железо, магний, кальций, калий, титан), так и в микроконцентрациях (никель, кобальт, ванадий, хром, цинк, барий, мышьяк и фтор), свойственны дерново-подзолистой тяжелосуглинистой почве ДАОС. Супесчаная почва ЛОП (средние данные для контрольныех вариантов опытов 22 и 27 с/о ) выделяется наибольшим содержанием фосфора и марганца. Обогащенность фосфором отмечена и для флювиогляциальных отложений, на которых сформирована почва ЛОП. Относительно высокое содержание марганца (580 мг/кг), меди и свинца в пахотных горизонтах супесчаных почв ЛОП (по 29 мг/кг) может быть обусловлено специфическим сочетанием выше названных (в начале главы) факторов, приводящим к аккумуляции в верхней части профиля некоторых микроэлементов. Наглядную картину результирующего действия этих факторов демонстрируют совмещенные кривые элювиально-аккумулятивных коэффициентов микроэлементов в пахотных горизонтах контрольных вариантов ДАОС, «Чашниково» и ЛОП (рис. 22). Верхние горизонты почв ДАОС и «Чашниково» обеднены большинством микроэлементов (Кэа 1), тогда как в пахотных горизонтах почв ЛОП наблюдается их существенная Наибольшее содержание стронция в легкосуглинистой почве «Чашниково» (131 мг/кг) может быть связано со значительным вкладом нерастворимой части атмосферных выпадений. Поступление элемента в агроландшафты «Чашпиково» в составе твердой фазы выпадений в 34 раза выше, чем на поля ДАОС и ЛОП (табл. 29 Чувствительность эмиссионного спектрального метода не позволила установить значимую величину валового содержания кадмия в почвах и породах. Во всех случаях 123 его количество было 5 мг/кг. При применении кислотного разложения проб «условно валовое» количество элемента было наибольшим в почвах контрольных вариантах опыта «Чашниково» - 0,35 мг/кг, что может быть так же, как и в случае со стронцием, связано с количеством и структурой потока атмосферных выпадений. На агроландшафты УО ПЭЦ МГУ «Чашниково» общий поток элемента почти на полтора порядка, а кадмия, выпадающего в нерастворимой форме, почти на два порядка превышает таковые для ДАОС и ЛОП (см. табл.29-30). Профильное распределение валового содержания тяжелых металлов в контрольных вариантах исследуемых почв показано на рис.1 Приложения.
В дерново-подзолистых суглинистых почвах (ДАОС и «Чашниково») профильное распределение большинства тяжелых металлов носит элювиально-иллювиальный или элювиальный характер. Профиль суглинистых почв практически не дифференцирован по валовому содержанию свинца. В исследуемых почвах наблюдаются и различия в распределении некоторых элементов, связанные со спецификой почвообразования и составом и структурой атмосферных выпадений: в легкосуглинистой почве «Чашниково» для кадмия и стронция отмечен аккумулятивный характер распределения; в тяжелосуглинистой почве ДАОС аккумулятивное распределение свойственно только марганцу. В супесчаной почве ЛОП профильное распределение большинства элементов -аккумулятивное. Отсутствует дифференциация профиля супесчаной почвы по валовому содержанию никеля и хрома.
