«АЛЕКСЕЕВА Анна Станиславовна ВЛИЯНИЕ ПРИМЕНЕНИЯ НЕТРАДИЦИОННЫХ ОРГАНИЧЕСКИХ УДОБРЕНИЙ НА НАКОПЛЕНИЕ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ И БИОЛОГИЧЕСКУЮ АКТИВНОСТЬ ДЕРНОВОПОДЗОЛИСТЫХ СУПЕСЧАНЫХ ПОЧВ Специальность 06.01.04. - агрохимия ...»

Фосфор в ОСВ характеризуется высокой доступностью для растений (Wen et all,1997). Однако при внесении в почву происходит трансформация его форм в процессе минерализации органического вещества (Андронова, 2002). В год внесения этих удобрений валовое содержание элемента на вариантах с возрастающими дозами ОСВ превышало таковое на контроле в 2,2-2,6 раза, а на вариантах с компостом - в 2,4-2,8 раз. В последующие 2 года последействия ОСВ и компоста количество общего фосфора снижалось более резко на вариантах с ОСВ, что связано с более быстрой минерализацией осадка и вымыванием элемента в подпахотный горизонт. Тем не менее, на всех вариантах с применением органических удобрений уровень содержания общего фосфора превышал контрольный даже по прошествии 3-х лет после внесения ОСВ и компоста.

Двухкратное внесение этих удобрений привело к существенным изменениям в содержании доступных форм фосфора в почве. В год внесения осадка содержание подвижных форм фосфора увеличилось по сравнению с контролем в 3 раза на варианте с 15 т/га ОСВ и в 6 раз на варианте с 60 т/га ОСВ. Органическое вещество торфа оказало менее значимое влияние на подвижность фосфора почвы полевого опыта, повышая его содержание по сравнению с контролем в 2-4 раза (рис. 6). Содержание подвижного фосфора на вариантах с внесением 15-60 т/га ОСВ составило 32,3-45,0 % от валового запаса, на вариантах же с использованием 30-120 т/га компоста оно составило 18,9-29, % от валового содержания. То есть при использовании ОСВ в доступные для растений формы фосфора от валового запаса переходит больший процент этого элемента по сравнению с компостом, что связано с преобладанием в торфе малорастворимых соединений фосфора. В подпахотный горизонт мигрировало мг/100 г почвы а) 1998 год мг/100 г почвы б) 1999 год мг/100 г почвы в) 2000 год Рис. 6. Динамика содержания валовых (Робщ.) и подвижных (Р2О5) форм фосфора, мг/100 г почвы.

меньшее количество подвижного фосфора при применении компоста, то есть внесение компоста, вероятно, способствовало большему закреплению фосфора в органических фосфатах в верхнем пахотном слое почвы (прил. 1).

За 3 года исследований уровень подвижного фосфора на контрольном варианте снизился с 11,7 до 4,0 мг/100 г почвы. По сравнению с ним, в году на вариантах с применением 15-60 т/га ОСВ содержание доступных форм элемента превышало контрольное в 5-15 раз, а на вариантах с 30-120 т/га компоста - в 3,2-11,1 раза. Однако, по мере минерализации органического вещества, содержание подвижного фосфора постепенно уменьшалось, что связано с его поглощением сельскохозяйственными культурами и выносом в нижележащие слои почвы.

Количество вносимых удобрений повлияло на уровень обеспеченности почв фосфором. Так, при использовании низких доз ОСВ и компоста за 3 года исследований почва полевого опыта из разряда высоко обеспеченных перешла в разряд повышенной обеспеченности. Использование же высоких доз удобрений позволило отнести почву к разряду очень высоко обеспеченных и за время исследований уровень обеспеченности данной почвы фосфором не изменился.

ОСВ и компост были не сбалансированы по содержанию калия, поэтому увеличение содержания обменного калия с ростом доз ОСВ и компоста было незначительным (табл. 12). Почвы полевого опыта были отнесены к разряду низко обеспеченных этим элементом даже при использовании 60 т/га ОСВ и т/га компоста. В год прямого действия удобрений валовое содержание калия в почве превышало его содержание на контроле в 1,1-1,7 раз на вариантах с внесением ОСВ и в 1,1 раза на всех вариантах с применением компоста. В последующие годы наблюдений оно снизилось: в 1,3-1,6 раза с применением 15-60 т/га ОСВ и в 1,2-1,3 раза с использованием 30-120 т/га компоста, что связано, вероятно, с миграцией элемента вниз по профилю (прил. 1).

Динамика содержания обменных форм калия в почве полевого опыта, Доля обменных форм калия от валового его содержания составляла 1,50в год внесения органических удобрений. За 3 года процент обменных форм калия от валового количества снизился на вариантах с применением 15- т/га ОСВ до 1,3-1,6 %, на вариантах с компостом – до 1,6 %.

Таким образом, можно сделать вывод, что внесение возрастающих доз ОСВ и компоста на его основе благоприятно влияло на гумусное состояние почвы, ее кислотно-основные свойства, улучшало азотный и фосфорный режим почв. Низкое содержание калия в почве может стать лимитирующим фактором при выращивании сельскохозяйственных культур.

12. Влияние ОСВ и компостов на содержание ТМ в почве.

Наиболее серьезная проблема, связанная с использованием ОСВ, загрязнение почвы и растений ТМ. Как было отмечено выше, осадок Владимирской станции очистки был загрязнен Cd, Cr и незначительно Ni.

Повторное внесение ОСВ и компостов в начале ротации севооборота (1998 г.) привело к загрязнению почвы Cd, Cr, Ni и Zn, а также Cu на вариантах с максимальными дозами внесения органических удобрений (прил. 2). В соответствии с существующими нормативами после внесения ОСВ валовое содержание тяжелых металлов в почве не должно превышать уровня 0,7-0, предельно допустимой концентрации. При 2-кратном применении ОСВ в дозах 15 и 30 т/га валовое содержание ТМ в почве составило для Cd - 0,6-0,9 ПДК, Ni - 0,5-0,7 ПДК, а для Cr при внесении всех доз - 0,5-0,8 ПДК, что является предельно допустимым уровнем загрязнения почвы, регламентированным при внесении ОСВ (СанПин 2.1.7.573-96). Только при повторном внесении 60 т/га ОСВ и 120 т/га компоста содержание Cd в почве достигло 1,4-1,7 ПДК, Cu - 1,1ПДК, Ni - 1,1-1,4 ПДК, Zn - 1,4-1,6 ПДК. Поскольку превышения ПДК для меди и хрома были несущественными, то ко второму году исследований мы отмечаем снижение до безопасного уровня валового количества этих элементов в почве, что связано с их выносом с урожаем и миграцией в нижележащий горизонт. Содержание Cd, Zn и Ni также снизилось, но оставалось на уровне, превышающем ПДК.

Работами Э. Юмвихозе (1999) и Т.Н. Болышевой (2000), выполненными в опытном хозяйстве ВНИПТИОУ, было установлено, что внесение ОСВ приводит к загрязнению не только пахотного, но и подпахотного горизонтов почвы. При инфильтрации поверхностных вод происходит вынос ТМ в растворенном, коллоидном и суспендированном состоянии из одних почвенных горизонтов в другие. Так, в августе 1998 г. количество выпавших осадков значительно превысило норму, поэтому кадмий в значительных количествах мигрировал в подпахотный горизонт, и на вариантах с максимальным внесением ОСВ и компоста в слое почвы 20-40 см наблюдали превышение ПДК по валовому содержанию металла. Уровень содержания Zn, Cu, Cr и Ni в подпахотном горизонте был также превышен (сравнение с контролем), но не доходил до уровня ПДК.

Данные отечественных и зарубежных исследователей убедительно показывают, что валовое содержание ТМ в почве, характеризующее их общий запас, и ПДК, разаботанные на основании этого параметра, не являются надежным параметром для оценки доступности элементов растениям (Прохорова, Матвеев, 1997; Environmental restoration…, 2001). В последние годы многими авторами предлагаются различные почвенные вытяжки, содержание ТМ в которых коррелирует с содержанием ТМ в растениях. В нашей стране принято оценивать биодоступность ТМ с помощью вытяжки 1М ААБ, в которую переходят специфически и неспецифически сорбированные формы ТМ, а в случае меди и связанные в органические комплексы ионы.

Уровень накопления обменнопоглощенных форм металлов (так называемых биодоступных форм) достаточно велик в пахотном, а также подпахотном горизонтах почвы (рис.7,8). Именно содержание этих форм в почве, по-видимому, будет определять поступление ТМ в растения. Рассмотрим более подробно поведение подвижных форм основных поллютантов в почве при внесении доз ОСВ и компоста.

Рис. 7. Профильное распределение обменнопоглощенных форм кадмия и меди в почве полевого опыта, 2000 г.

Рис. 8. Профильное распределение обменнопоглощенных форм никеля и цинка в почве полевого опыта, 2000 г.

13.1. Кадмий.

Кадмий относится к высокотоксичным канцерогенным элементам.

Антропогенный вклад Cd в глобальное загрязнение окружающей среды в 3 раза выше вклада естественных источников поступления его в биосферу (Степанюк, 1998). В ОСВ Владимирской станции очистки кадмий является приоритетным загрязнителем, его ПДК для данного вида удобрения превышена в 5 раз (СанПин 2.1.7.573-96). Следовательно, большое внимание должно быть уделено выбору доз ОСВ этой станции очистки, чтобы не создавать опасных очагов загрязнения этим элементом. Надо отметить, что кадмий плохо закрепляется в почвах, особенно легкого механического состава. Это, в свою очередь, может приводить к значимому загрязнению как растительной продукции, так и грунтовых вод (Кабата-Пендиас, Пендиас 1989; Аристархов, 2000; Iskandar, 2001).

Выбранные дозы ОСВ, вносимые 2 раза с момента закладки опыта, оказали существенное влияние на содержание кадмия в пахотном и подпахотном слоях почвы. Наибольший интерес для рассмотрения представляют подвижные формы этого элемента. Как видно из полученных данных (табл. 13), в год повторного внесения ОСВ величина ПДК обменнопоглощенных форм кадмия была превышена на всех вариантах с внесением ОСВ. Если на варианте с внесением 15 т/га ОСВ эта величина была превышена только в 1,4 раза, то при внесении 60 т/га ОСВ ее превышение составляло 7,5 раза, то есть наблюдается почти пропорциональная зависимость в увеличении биодоступных форм Cd с ростом дозы осадка. Мелиорирующее действие торфа проявилось в некотором снижении содержания кадмия, но уровень ПДК также был превышен. Динамика содержания биодоступных форм кадмия свидетельствует о том, что подвижность кадмия постоянно возрастает.

Это, по-видимому, связано с минерализацией органического вещества осадка.

Так, если уровень подвижных форм Cd составлял 36-50 % от валового содержания элемента в год внесения ОСВ, то во второй год исследований уровень подвижных форм кадмия повысился в среднем на 20-30 % по сравнению с первым годом на всех вариантах. При внесении компостов прослеживались те же закономерности, но уровень подвижных форм кадмия повысился в среднем всего лишь на 10-15 %. То есть торф препятствует переходу кадмия в подвижные формы.

характеризующих потенциальный запас элемента для растений, аналогична изменениям его биодоступных форм (табл. 13). Природа химических соединений кадмия в почве такова, что до 97% от его валового содержания переходит в вытяжку 1 М НСl, то есть эту вытяжку можно использовать на легких почвах для характеристики валового содержания этого элемента.

Аналогичные данные по содержанию кадмия в солянокислой вытяжке на загрязненных супесчаных почвах получены С.Л. Чижовой (2002), а U.S.Gupta (1985) называет количества элемента, переходящего в эту вытяжку «псевдоваловыми» (pseudo total).

При обогащении пахотного горизонта органическим веществом и за счет мощной поглотительной деятельности корневых систем клевера в 2000 году мы отмечаем снижение биодоступных форм Cd на 15-20 % на всех вариантах опыта. Полученные данные подсказывают один из способов снижения подвижности ТМ в почве, а именно, использование многолетних трав с этой целью. Известно, что органическое вещество торфа, навоза, соломы может снижать подвижность поллютантов в почве (Минеев, 1993), травосеяние, видимо, также следует рассматривать как прием, снижающий подвижность ТМ в почве, в частности кадмия, наиболее опасного и токсичного элементазагрязнителя.

Динамика различных форм кадмия в почве полевого опыта Вариант Обменнопоглощенные формы Кислоторастворимые формы Контроль 15 т/га ОСВ 30 т/га ОСВ 60 т/га ОСВ 30 т/га компост 60 т/га компост 120 т/га компост Контроль 15 т/га ОСВ 30 т/га ОСВ 60 т/га ОСВ 30 т/га компост 60 т/га компост 120 т/га компост Примечание: в числителе - содержание форм Cd, мг/кг; в знаменателе доля форм ТМ, % от валового содержания; н.о. – содержание элемента ниже уровня чувствительности прибора.

В работе C. Keller et all (2001) показано, что основное содержание кадмия в среднем было сосредоточено в верхнем 30-сантиметровом слое почвы.

Однако, загрязнение почвы может распространяться и на большую глубину. В нашем опыте прослеживалось закономерное обогащение подпахотного горизонта кадмием при внесении возрастающих доз ОСВ (сравнение с контролем). Миграция является естественным процессом самоочищения почв (Болышева и др., 2000) Водорастворимые формы ТМ могут выноситься даже за обменнопоглощенного кадмия в подпахотном горизонте (20-40 см) полевого опыта в 1998 году только при внесении 15 т/га ОСВ и 30 т/га компоста было ниже ПДК, на остальных же вариантах эта величина была превышена.

Поскольку растения поглощают элементы как из пахотного, так и подпахотного горизонтов загрязнение последних также может оказать негативное воздействие на загрязнение растительной продукции. Торф несколько снижает миграцию кадмия по почвенному профилю.

13.2. Хром Поведение хрома в почвах определяется формой его соединений. Так, Cr3+ в кислой среде инертен (при рН 5,5 он почти полностью выпадает в осадок), его соединения в почвах считаются весьма стабильными (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). С другой стороны, Cr6+ довольно активен и легко мобилизуется как в валентности, поэтому в таблице 14 нами представлены суммарные данные по содержанию Cr3+ и Cr6+.

Динамика содержания различных форм хрома в почве полевого опыта Вариант Обменнопоглощенные формы Кислоторастворимые формы Контроль 15 т/га ОСВ 30 т/га ОСВ 60 т/га ОСВ 30 т/га компост 60 т/га компост 120 т/га компост Контроль 15 т/га ОСВ 30 т/га ОСВ 60 т/га ОСВ 30 т/га компост 60 т/га компост 120 т/га компост Примечание: в числителе - содержание форм Cr, мг/кг; в знаменателе доля форм Cr, % от валового содержания; н.о. – содержание элемента ниже уровня чувствительности прибора.

Несмотря на превышение ПДК хрома в самом осадке, биодоступные формы этого элемента при внесении изучавшихся органических удобрений находились на низком уровне. В вытяжку ААБ при внесении ОСВ и компоста переходило всего лишь 0,5-0,9 % от валового содержания хрома, что говорит о низкой подвижности этого элемента в данном опыте и о преобладании, по всей видимости, форм Cr3+. В 1999 году подвижность Cr несколько возрастала. Торф в компосте способствовал снижению доли биодоступных форм хрома всего лишь на 0,4-0,6 %.

В 2000 году, хром в вытяжке ААБ не обнаруживали ни в пахотном, ни в подпахотном горизонте, то есть его биодоступность упала до нулевой отметки, что также можно объяснить почти двукратным увеличением содержания органического вещества в почве опыта после посева клевера, который можно рассматривать, как почвоулучшитель при загрязнении почв ТМ.

Доля Cr, переходящего в вытяжку 1Н НСl из почвы пахотного и подпахотного горизонта, довольно высока и колеблется на вариантах с внесением ОСВ, в пределах 16-41 %. На вариантах с применением компоста доля потенциальнодоступных форм хрома снижается до 23 %, что говорит в пользу применения торфа как мелиоранта.

13.3. Медь.

Медь относится к важным биофильным элементам. По литературным данным (Алексеев, 1987 и др.), ее среднее валовое содержание в почвах составляет 10-60 мг/кг, при этом величина ПДК установлена в пределах 62 мг/кг (СанПин 2.1.7.573-96). При внесении ОСВ и компоста ПДК подвижных ее форм была превышена в 3 раза в 1998-1999 годах и в 2 раза в 2000 году (табл. 15).

Динамика содержания различных форм меди в почве полевого опыта Вариант Обменнопоглощенные формы Кислоторастворимые формы Контроль 15 т/га ОСВ 30 т/га ОСВ 60 т/га ОСВ 30 т/га компост 60 т/га компост 120 т/га компост Контроль 15 т/га ОСВ 30 т/га ОСВ 60 т/га ОСВ 30 т/га компост 60 т/га компост 120 т/га компост Примечание: в числителе - содержание форм Cu, мг/кг; в знаменателе доля форм Cu, % от валового содержания; н.о. – содержание элемента ниже уровня чувствительности прибора.

В работе C. Bloomfield (1981) было показано, что торф и гуминовые координационных связей с кислородом функциональных групп. В нашем опыте внесение торфа действительно способствовало снижению подвижных форм меди, но, тем не менее, при применении 120 т/га компоста ПДК меди была превышена в течение всех 3 лет проведенных исследований.

Аккумуляция в верхних горизонтах - обычная черта распределения меди в профиле дерново-подзолистых почв. Это явление - результат действия разных факторов, но, прежде всего, концентрация меди в верхнем горизонте почвы отражает ее биоаккумуляцию, а также современное антропогенное влияние (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). В подпахотном горизонте содержание подвижных форм меди резко снижается и на вариантах с применением ОСВ составляет 0,2-0,8 ПДК, а при внесении 30-120 т/га компоста, соответственно, 0,08-0,6 ПДК. Доля обменнопоглощенных форм составляет 3, 07 - 4,39 % в год внесения удобрений и 7,7 - 11,7 % при последействии ОСВ и торфяного компоста.

сорбированные гидроксидами железа, а также комплекс органоминеральных представление о резерве металла, который может быть полностью или частично мобилизован и вовлечен в биологический круговорот. В связи с этим, интересно рассмотреть изменение доли содержания кислоторастворимых форм меди от валового ее содержания во времени и влияние на этот процесс применения различных доз ОСВ и компоста. Так, при внесении возрастающих доз ОСВ в 1998 году доля кислоторастворимых форм меди составляла 79,3-88,2 %, а при выращивании клевера в 2000 году она возрастала до 92,5-98,8 %. Таким образом, динамика содержания доли потенциальнодоступных растениям форм меди взаимосвязана с изменением в почве органического углерода. В подпахотном горизонте мы наблюдали резкое снижение содержания кислоторастворимых форм металла (табл. 15). Например, на варианте с 60 т/га ОСВ, доля потенциальнодоступных форм меди уменьшилась в подпахотном горизонте и составила 35,2-37,1% от валового запаса в годы последействия удобрения. Внесение компоста несколько снижало содержание форм меди, переходящих в солянокислую вытяжку, однако контрольного уровня содержание этих форм металла не достигало.

13.4. Цинк.

Применение ОСВ оказало существенное влияние на содержание различных форм цинка в почве. В самом осадке в вытяжку ААБ переходит 39 % цинка от валового содержания, несколько меньшее его количество переходит в эту вытяжку при внесении ОСВ в почву. В изменении поведения биодоступных и кислоторастворимых форм цинка, как и для других рассмотренных металлов, мы наблюдаем, снижение подвижности при внесении компоста, причем для эффективным, чем выращивание клевера (табл. 16).

обменнопоглощенными формами металла пахотного горизонта почвы на варианте с максимальной дозой (60 т/га) удобрения. ПДК биодоступных форм цинка на этом варианте была превышена в 2,4 раза. При использовании более низких доз осадка почва не была загрязнена биодоступными формами металла.

При рассмотрении динамики подвижных форм цинка на вариантах с ОСВ были отмечены теже закономерности (табл. 16).

Динамика содержания различных форм цинка в почве полевого опыта Вариант Обменнопоглощенные формы Кислоторастворимые формы Контроль 15 т/га ОСВ 30 т/га ОСВ 60 т/га ОСВ 30 т/га компост 60 т/га компост 120 т/га компост Контроль 15 т/га ОСВ 30 т/га ОСВ 60 т/га ОСВ 30 т/га компост 60 т/га компост 120 т/га компост Примечание: в числителе - содержание форм Zn, мг/кг; в знаменателе доля форм Zn, % от валового содержания; н.о. – содержание элемента ниже уровня чувствительности прибора.

Действие торфа как мелиоранта наиболее эффективно проявилось на вариантах с низкими дозами применения компоста (табл. 16). Использование же 120 т/га удобрения незначимо влияло на уровень загрязнения почвы цинком, ПДК обменнопоглощенных форм элемента на этом варианте была превышена на протяжении всего времени исследования.

Внесение ОСВ не привело к загрязнению подпахотного горизонта.

Компост также препятствовал загрязнению подпахотного горизонта цинком.

Доля обменнопоглощенных форм цинка на вариантах с применением компоста составляла 17,7-20,5 % от валового содержания в год внесения и не превышала 25,8 % в годы последействия.

13.5. Никель.

В осадках сточных вод никель присутствует главным образом в форме легкодоступных органических хелатов (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989), то есть может быть фитотоксичным. В почве нашего опыта ПДК биодоступных форм никеля превышена не была, хотя валовое содержание металла составляло 1, ПДК при внесении 60 т/га ОСВ и 1,3 ПДК при применении 120 т/га компоста в 1998 году. В этом же году, при внесении органических удобрений в почву, в вытяжку ААБ переходило 7,6-8,3 % от валового содержания никеля на вариантах с 15-60 т/га ОСВ, а на вариантах с 30-120 т/га компостов - 1,5-5,2 %, что свидетельствует о мелиорирующем действии торфа (табл. 17). В 2000 году, после уборки клевера на вариантах с применением 15 т/га ОСВ доля биодоступных форм никеля составила 4,3 % от валового количества элемента, в то время как в 1998 году она составляла 7,6 %. То есть на варианте с использованием низкой дозы осадка можно отметить эффективное мелиорирующее действие многолетних трав. При применении 60 т/га ОСВ эффективность травосеяния снижается. Однако компостирование ОСВ с торфом в год возделывания клевера, на варианте с максимальной дозой используемого Динамика содержания форм никеля в почве полевого опыта Вариант Обменнопоглощенные формы Кислоторастворимые формы Контроль 15 т/га ОСВ 30 т/га ОСВ 60 т/га ОСВ 30 т/га компост 60 т/га компост 120 т/га компост Контроль 15 т/га ОСВ 30 т/га ОСВ 60 т/га ОСВ 30 т/га компост 60 т/га компост 120 т/га компост Примечание: в числителе - содержание форм Ni, мг/кг; в знаменателе доля форм Ni, % от валового содержания; н.о. – содержание элемента ниже уровня чувствительности прибора.

компоста, снизило содержание биодоступных форм никеля в 4,3 раза по сравнению с 1998 г. То есть совмещение 2-х приемов, направленных на снижение подвижности ТМ в почве, является весьма эффективным в отношении никеля.

При рассмотрении динамики содержания кислоторастворимых форм никеля можно отметить снижение доли потенциальнодоступных растениям форм элемента в год выращивания клевера (16,09-29,95 %) по сравнению с предыдущими годами (43,29-56,92 %) как на вариантах с применением ОСВ, так и на вариантах с применением компостов. В 2000 году, после уборки клевера на вариантах с применением 15 т/га ОСВ доля биодоступных форм никеля составила 4,3 % от валового количества элемента, в то время как в 1998 году она составляла 7,6 %. То есть на варианте с использованием низкой дозы осадка можно отметить эффективное мелиорирующее действие многолетних трав. При применении 60 т/га ОСВ эффективность травосеяния снижается. Однако компостирование ОСВ с торфом в год возделывания клевера, на варианте с максимальной дозой используемого компоста, снизило содержание биодоступных форм никеля в 4,3 раза по сравнению с 1998 г. То есть совмещение 2-х приемов, направленных на снижение подвижности ТМ в почве, является весьма эффективным в отношении никеля.

Содержание биодоступных форм никеля в подпахотном горизонте в годы последействия органических удобрений находилось ниже уровня чувствительности прибора. Доля потенциальнодоступных форм элемента на вариантах с 15-60 т/га ОСВ достигала 30-49 % от валового содержания, на вариантах с применением компоста она составляла 30-44 %. Мы видим, что в подпахотный горизонт мигрировало достаточно большое количество никеля, там происходило его закрепление, количество обменнопоглощенных форм было невелико, а на долю кислоторастворимых форм приходилось менее 50% от валового содержания.

13.6. Свинец Поступление свинца в почву связано, в основном, с техногенными источниками. Указывается, что применение ОСВ также может вызывать загрязнение почвы свинцом (Laperche, 2001). Содержание свинца в ОСВ было ниже ПДК для данного типа удобрений, поэтому загрязнения почвы этим элементом не происходило. Тем не менее, интересно проследить трансформацию свинца в почве вариантов опыта, поскольку обогащение им, все-таки, имело место. Обменнопоглощенные формы металла в год внесения удобрений были обнаружены только на вариантах с 60 т/га ОСВ и 120 т/га компоста (табл. 18). В 1999 году содержание биодоступных форм свинца возросло и на вариантах с применением ОСВ составляло 0,25-0,60 мг/кг, что не превышало ПДК для этих форм металла. На варианте со 120 т/га компоста содержание подвижных форм свинца снизилось до 0,4 мг/кг, а при применении 30 т/га рассматриваемого удобрения, уровень обнаружения подвижных форм свинца был ниже чувствительности прибора.

В год возделывания многолетних трав подвижность свинца на вариантах с низкими дозами удобрений оказалась ниже уровня чувствительности элемента, что свидетельстует о положительном эффекте травосеяния и рассматривается как прием фиторемедиации почв. В подпахотном горизонте содержание биодоступных форм свинца снизилось до нулевого уровня и было ниже порога обнаружения прибором на протяжении всего времени проводимых исследований на всех вариантах опыта.

Динамика содержания обменнопоглощенных форм свинца в пахотном Примечание: в числителе - содержание обменнопоглощенных форм Pb, мг/кг; в знаменателе - доля обменнопоглощенных форм Pb, % от валового содержания; н.о. – содержание элемента ниже уровня чувствительности прибора.

Уровень содержания кислоторастворимых форм свинца в 1998 году составлял 20-28 % от вала на вариантах с применением ОСВ и оставался почти таким же при внесении компоста (табл. 19). По мере минерализации органического вещества, в 1999 г. доля кислоторастворимых форм металла возросла в 1,8-2,2 раза по сравнению с предыдущим годом. В годы потенциальнодоступных форм свинца и в подпахотном горизонте, что связано, вероятно, с миграцией органического вещества осадка вниз по профилю.

Динамика содержания кислоторастворимых форм свинца в почве Примечание: в числителе - содержание форм Pb, мг/кг; в знаменателе доля форм Pb, % от валового содержания; н.о. – содержание элемента ниже уровня чувствительности прибора.

14. Динамика фракционного состава тяжелых металлов в почвах в модельного опыта.

Распределение ТМ по почвенному профилю и их поглощение растениями связаны с физико-химическими формами поллютантов в почве. Понимание того, в каких именно формах металлы присутствуют в загрязненных почвах, важно для прогноза дальнейшего поведения их в агроландшафтах.

Общая (валовая) концентрация токсикантов не является хорошим индикатором доступности ТМ растениям. Поллютанты в почве встречаются в разнообразных химических формах с различной степенью биодоступности.

Разделение широкого ряда почвенных форм токсикантов осуществляется с помощью использования методов последовательной экстракции. Некоторые из этих методов используются для изучения доступности металлов растениям, их подвижности и реакционной способности в почвах и осадках. Посредством последовательных экстракций ТМ почвенной массы обычно разделяют на обменную, карбонатную, органическую, связанную с оксидами марганца и железа и остаточную фракции с помощью разнообразных экстрагентов (Shuman, 1979; Sposito et al., 1982; Emmerich et al., 1982; LeClaire et al., 1984;

Tsaidlas et al., 1995).

Фракционное распределение ТМ, при одном и том же уровне валового содержания, может претерпевать существенные изменения во времени, а также при использовании различных агрохимических средств, выпадении кислотных осадков, изменении водно-физических свойств почвы и т.п. (Гармаш, 1989).

Проблема фракционного распределения ТМ в почве, загрязненной ОСВ, весьма актуальна и требует детального рассмотрения и изучения.

Для оценки фракционного распределения ТМ в почве при использовании различных органических удобрений в модельном опыте, мы использовали модифицированный метод Эммериха (1982). Тяжелые металлы последовательно экстрагировали 0,5М Mg(NO3)2 (обменная фракция), 0,004М гидроксиламином в 25 % CH3COOH (фракция, связанная с полуторными окислами Fe и Mn), 0,5М NaOH (органическая фракция). Остаточную фракцию оценивали по разности между валовым содержанием и суммой выделенных фракций. Эммерих также предлагал выделять фракцию, связанную с карбонатами, но поскольку величина рН почвы была ниже 8,2, то можно с уверенностью сказать, что карбонаты и бикарбонаты в ней отсутствовали. К тому же для экстрагирования этих соединений Эммерихом предлагалось использовать вытяжку 0,5 М Na2ЭДТА, а известно, что в эту вытяжку могут переходить соединения различной природы, в частности, связанные с почвенной органикой (Соловьев, Кучеряева, 1984) Временные изменения фракционного состава Cd, Cu, Cr, Ni, Pb и Zn представлены в приложениях 5-8.

Первый отбор проб почвы в модельном опыте для проведения фракционирования ТМ проводили через 7 дней после закладки опыта, в дальнейшем проводили 3 отбора, через каждые 30 дней.

индивидуальные закономерности фракционного распределения, динамика фракционного распределения также имела определенную специфику в зависимости от вида органического удобрения.

Кадмий. При первом отборе почвенных образцов (через неделю после закладки опыта) модельного эксперимента обменный Cd (фракция 1) был обнаружен только при внесении самых высоких доз ОСВ как раздельных, так и в сочетании с торфом и известью. При внесении навоза, а также торфа уровень кадмия в обменной фракции был ниже порога обнаружения. На варианте со т/га осадка процент обменной фракции металла составил 2,5 от валового содержания, на варианте с совместным внесением 120 т/га торфа и ОСВ - 6,67, а на варианте с добавлением извести к 120 т/га ОСВ и торфа - 3,46. Вероятно, содержание обменных фракций определяется процессами разложения органического вещества, высвобождения элементов и перераспределением их между органическим веществом удобрений и ППК. К моменту второго фракционирования, которое проводили через месяц, Cd 1-ой фракции был обнаружен на всех вариантах опыта, причем наименьшее его содержание (3,5от валового содержания) было отмечено на вариантах с возрастающими дозами навоза (15-120 т/га), а наибольшая доля обменного Cd (6,6-15,7 % от валового содержания) - на вариантах с внесением 15-120 т/га ОСВ. Через месяца с момента закладки опыта на вариантах с низкими дозами удобрений содержание Cd в 1-ой фракции было ниже уровня чувствительности прибора (рис. 9). На вариантах с внесением 120 т/га органических удобрений доля обменного Cd от общего содержания составила лишь 1,08 % на варианте с ОСВ.

На вариантах с навозом и торфом доля этой фракции также снизилась, но оставалась, тем не менее, на более высоком уровне - 4,47 % - от валового содержания при внесении навоза и 3,33 % при внесении торфа. При внесении ОСВ в комбинациях с торфом и известью в почвенных образцах также обнаруживался более высокий уровень содержания обменнопоглощенного Cd при совместном применении ОСВ и торфа, 3,81 % - при совместном применении ОСВ, торфа и извести. Таким образом, можно констатировать, что использование такого приема ремедиации почв, загрязненных Cd, как увеличение запаса органического вещества в почве за счет внесения торфа и навоза не является эффективным. Это согласуется с данными, полученными в полевом опыте. Торф и навоз при своей минерализации способствуют переходу кадмия в более доступное для растений состояние, о чем свидетельствует увеличение содержания 1-ой фракции. По всей видимости, мы вправе ожидать снижения со временем количества подвижных форм кадмия до безопасных Рис. 9. Распределение Cd по фракциям в почве модельного опыта, концентраций и при внесении ОСВ в полевых условиях. Причем для снижения биодоступности кадмия более эффективными в плане применения будут низкие дозы органических удобрений - 15-30 т/га.

Рассмотрим перераспределение в динамике модельного эксперимента фракции кадмия, связанной с органическим веществом почвы (2-я фракция).

Ряд авторов рассматривают эту фракцию, как потенциальный резерв ТМ для растений (Chen, Lee, Liu, 2001). Хотя, как можно предположить на основании анализа динамики содержания кадмия в 1-ой фракции, минерализующиеся органические соединения, связанные с кадмием, не обогащают наиболее доступную для растений 1-ю фракцию. Следует подчеркнуть, что во вторую фракцию переходят только наиболее мобильные органические соединения, доля органического вещества почвы, экстрагируемая 0,5М раствором NaOH, колеблется от 0,2 до 0,8% от общего содержания Сорг. в почве (прил. 4).

Следовательно, Cd может быть связан с органическим веществом как удобрений, так и самой почвы, но не экстрагироваться данной вытяжкой. Автор метода, В. Эммерих (1982), при выборе концентрации реагента для экстракции ТМ, связанных с органическим веществом почвы, исходил из предположения, что данная вытяжка должна оценивать самый «ближний резерв» ТМ, связанных в органические соединения, а не весь запас металлов, содержащихся в органоминеральных соединениях почвы.

При I-ом фракционировании содержание Cd во 2-ой фракции при внесении низких доз всех органических удобрений практически отсутствует.

Только на вариантах с максимальной дозой ОСВ (120 т/га) обнаруживалось присутствие металла в этой фракции, которое составляло 14% от валового содержания. Как указывает C.Tsadilas (2001), во времени происходят существенные изменения в содержании «органической» фракции кадмия, что связано с минерализацией органического вещества почвы (прил. 3, табл. 20) и сложными микробиологическими процессами, когда кадмий временно закрепляется в клетках грибов и бактерий, а потом вновь высвобождается. При втором экстрагировании на всех вариантах с ОСВ мы обнаруживаем Сd во 2-ой фракции, его количество возрастает пропорционально дозе и составляет 7,2от валового содержания. При внесении всех остальных органических удобрений (навоз, торф) содержание Cd в 2-й фракции находилось ниже уровня чувствительности прибора, то есть фактически отсутствовало в ней. Это объясняется общим низким содержанием элемента в этих удобрениях. Начиная с третьего срока отбора, содержание Cd во 2-ой фракции на вариантах с ОСВ начинает падать, максимальное его количество отмечено на самой высокой дозе ОСВ и составило менее 5% от валового содержания.

Динамика содержания органического углерода в почве модельного опыта Через 4 месяца компостирования, когда минерализация органического углерода в почве достигла своего минимума на всех вариантах опыта, отмечается отсутствие Сd в «органической» фракции.

Как показали результаты модельного опыта, наибольшая часть кадмия в исследуемой почве была сосредоточена во фракции, связанной с полуторными окислами Fe и Mn (3-я фракция), начиная со 2-го срока отбора образцов почвы (рис. 9). Причем на вариантах с применением возрастающих доз ОСВ доля кадмия, переходящего в эту фракцию, возрастала во времени, примерно, с 50 до 90 % при всех дозах ОСВ. Следует отметить, что увеличение этой фракции происходило за счет снижения всех других фракций, включая так называемую «остаточную» фракцию. Таким образом, можно констатировать, что при минерализации органического вещества ОСВ, происходит существенная трансформация соединений Cd. Большая их доля связана с железомарганцевыми соединениями, которые могут быть отчасти представлены коллоидной фракцией. Считается, что связь металла с полуторными окислами железа и марганца довольна прочная. Это свойство соединений железа и марганца используется в практике ремедиации загрязненных почв. Однако следует иметь в виду, что окислительно-восстановительные и кислотноосновные свойства почв могут оказывать существенное влияние на железомарганцовые соединения. Особенно интенсивно эти изменения протекают в ризосфере растений. Видимо, этим можно объяснить столь высокую мобильность кадмия в системе почва-растение. Подтверждение этому мы находим в полевом эксперименте, где, несмотря на довольно небольшой процент перехода поллютанта в обменную и органическую фракции, даже при полной минерализации органического вещества удобрений ПДК для биодоступных форм металла была превышена уже при внесении 15 т/га ОСВ.

Медь. При первом фракционировании Cu была выделена только в 3-х фракциях: органической, связанной с полуторными окислами и остаточной (рис.

10, 11). Причем при внесении низких доз ОСВ, и ОСВ совместно с мелиорантами, а также при внесении возрастающих доз навоза и торфа содержание меди было полностью сосредоточено в остаточной фракции. Эта фракция может содержать, главным образом, первичные и вторичные минералы, в которых ТМ закреплены в кристаллических решетках, или находиться в соединениях с органическим веществом, в клеточных структурах микроорганизмов и клетках остатков высших растений (Laperche, 2001). Только при внесении 120 т/га ОСВ, 120 т/га (ОСВ +торф) и 120 т/га (ОСВ + торф) + 3 т извести доля органически связанной меди составила соответственно 5,23; 12, и 41,11 % от валового содержания, а доля меди, связанной с полуторными окислами - 10,75; 18,69 и 23,77 %. Таким образом, при внесении высоких доз осадка, несмотря на его мелиорирование торфом и известью, возникает запас потенциально-доступных форм органически связанных соединений меди.

Рис. 10. Распределение Cu по фракциям в почве модельного опыта, I-ое фракционирование, 27.02. Рис. 11. Распределение Cu по фракциям в почве модельного опыта, IV-ое фракционирование, 27.05. За 4 месяца компостирования доля меди, содержащейся в «органической»

фракции возрастала. К концу опыта, при последнем фракционировании, доля меди в этой фракции составила 25,7-31,9 % от валового содержания на вариантах с внесением ОСВ, 28,3-29,7 % - на вариантах с применением навоза, а максимальный переход металла в органическую фракцию был отмечен на вариантах с использованием ОСВ совместно с торфом - 35,1-42,5 % от валового количества. Только при четвертом фракционировании от 1 до 4 % меди перешло в обменнопоглощенную фракцию, причем максимум содержания обменных форм металла был также отмечен на вариантах с совместным внесением ОСВ и торфа (рис. 11). Содержание форм меди, связанных с полуторными окислами, постепенно увеличивалось на протяжении всего эксперимента. К завершению опыта на долю меди, находящейся в этой фракции, приходилось 16,7-20,6 % при применении ОСВ как с мелиорантами, так и без них, но максимальное количество элемента находилось в остаточной фракции, кроме варианта с совместным применением ОСВ и торфа. Как известно, медь обладает большим сродством к органическому веществу. Результаты наших исследований свидетельствуют о том, что из всех изучавшихся металлов медь в большей степени связана с ним. Соответственно, мы можем прогнозировать биодоступности.

Никель. Валовое содержание Ni в почве модельного эксперимента варьировало от 12 до 27 мг/кг почвы (прил. 5). Доля металла, переходящего в обменную фракцию, была невелика и возрастала пропорционально увеличению доз применяемых органических удобрений. Так, при первом фракционировании на варианте с 15 т/га ОСВ она составила 1,05 %, а на варианте с совместным внесением 30 т ОСВ и торфа возросла до 12,78 % от валового количества. При внесении самых высоких доз удобрений независимо от их вида доля обменных форм Ni варьировала в пределах 11,43-14,00 %. При рассмотрении изменений в распределении обменного Ni со временем отмечено постепенное уменьшение металла, содержащегося в этой фракции (рис. 12,13). Это, вероятно, связано с понижением величины рН почвенного раствора и количества органического углерода. Коэффициент корреляции (r) между обменнопоглощенными формами загрязнителя и величиной рН варьировал от 0,51 до 0,98, а между этими же формами Ni и содержанием органического углерода - от 0,76 до 0,99, что говорит об очень высокой связи указанных процессов. Максимальное значение коэффициента корреляции было отмечено на вариантах с применением торфа, а также торфа совместно с ОСВ.

Рис. 12. Распределение Ni по фракциям в почве модельного опыта, I-ое фракционирование, 27.02. Рис. 13. Распределение Ni по фракциям в почве модельного опыта, IV-ое фракционирование, 27.05. Анализ данных по фракционному распределению Ni свидетельствует о том, что в начале эксперимента содержание Ni равномерно распределялось между 1-ой и 2-ой фракцией. К концу опыта, из-за минерализации органического вещества, происходило снижение содержания Ni, извлекаемого вытяжкой 0,5М NaOH, в нее переходило 1-4 % от валового содержания поллютанта вне зависимости от вида удобрения (рис. 13).

В начале опыта количество никеля, переходящего в 3-ю фракцию также существенно не различалось при внесении разных органических удобрений. То есть мы можем отметить, что в данном случае накопление никеля в недоступных для растений формах не зависит от вида органического удобрения.

При сравнении навоза и ОСВ различия в содержании форм никеля, связанного с полуторными окислами, проявились только при использовании 120 т/га удобрений. При внесении навоза доля металла, связанного с оксидами Fe и Mn, составила 9,52 % от валового количества, при применении ОСВ - 23,3 %. По мере компостирования, процент никеля, переходящего в рассматриваемую фракцию, уменьшался - более резко на вариантах с использованием навоза и торфа совместно с ОСВ, более плавно на вариантах с внесением ОСВ, торфа.

Соответственно, при уменьшении со временем обменной, органической и связанной с полуторными окислами фракций росла доля никеля, связанного с остаточной фракцией. К концу компостирования максимальное содержание в остаточной фракции металла было отмечено для вариантов с использованием навоза (90,4-94,2 %), а минимальное для вариантов с совместным внесением ОСВ, торфа и извести (66,9-88,3%).

Свинец. Распределение форм Pb в начале опыта происходило следующим образом: лишь малая часть этого поллютанта переходила во фракцию, связанную с полуторными окислами (от 6,0 до 10,4 % от вала), в обменнопоглощенной и органически связанной формах содержание свинца находилось ниже уровня определения. Значительное количество свинца находилось в остаточной фракции. При проведении 2-го фракционирования были получены аналогичные результаты. Лишь при третьем фракционировании, через 3 месяца после начала эксперимента свинец был обнаружен в 1-ой и 2-ой фракциях. Однако его содержание в этих фракциях было незначительным. Так, количество обменных форм свинца от валового содержания составляло 12,4% при внесении 120 т ОСВ, на фоне 120 т/га навоза 14,8 %, а на варианте с применением 120 т/га торфа и при совместном внесении ОСВ, торфа и извести содержание свинца было на одном уровне - 18,2 %. Во фракции свинца, связанной с органическим веществом почвы, резких отличий среди вариантов не отмечено. Содержание его варьировало от 17 до 31 % от валового содержания при внесении 120 т органических удобрений. Через 4 месяца после закладки опыта практически на всех вариантах независимо от вида и доз удобрения весь свинец перешел в остаточную фракцию (прил 8). Полученные данные свидетельствуют о низкой подвижности элемента и накоплении его в формах, недоступных для поглощения растениями. Оценка соотношения содержания свинца в остаточной фракции и суммы всех остальных фракций, по мнению V. Laperche (2001), может стать первым шагом в оценке риска присутствующего в загрязненной почве свинца.

Цинк. Валовое содержание Zn широко варьирует в модельном эксперименте и зависит от вида вносимого органического удобрения (прил. 5).

Так, минимальное его количество отмечено на вариантах с применением возрастающих доз навоза (19,3-23,5 мг/кг) и торфа (21,6-48,8 мг/кг), а максимальное - при использовании ОСВ (46,9-131,0 мг/кг) и ОСВ совместно с торфом (51,0-147,0 мг/кг). Уже при первом фракционировании, на вариантах с использованием нетрадиционных органических удобрений, цинк был распределен во всех фракциях. Так, в обменнопоглощенной форме с увеличением дозы вносимого ОСВ его содержалось от 1,28 до 9,85 %, в органической фракции - 14,5-63,4 %, а во фракции, связанной с полуторными окислами - 28,53-53,82 % от общего содержания Zn. На вариантах с внесением навоза обменнопоглощенной формы цинка не обнаружено, доля органически связанных форм снизилась до 3,1-6,8 %, а содержание Zn, связанного с полуторными окислами, увеличилось до 64,7-75,7%. В данном случае можно отметить, что внесение традиционных органических удобрений (навоз) благоприятствует закреплению цинка в недоступных растениям формах, внесение же ОСВ, наоборот, повышает подвижность поллютанта в почве, и даже совместное применение осадка с мелиорантом торфом не уменьшает Рис. 14. Распределение Zn по фракциям в почве модельного опыта, I-ое фракционирование, 27.02. Рис. 15. Распределение Zn по фракциям в почве модельного опыта, IV-ое фракционирование, 27.05. обменнопоглощенных форм Zn на вариантах с внесением ОСВ и ОСВ с торфом возрастала, а органически связанных форм цинка уменьшалась. К концу компостирования, при 4-ом фракционировании на вариантах с навозом содержание обменнопоглощенных форм металла по-прежнему осталось ниже порога обнаружения. На всех вариантах возросло количество остаточных форм цинка (прил. 8, рис. 15).

Таким образом, результаты проведенного модельного эксперимента показали, что металлы значительно различаются в распределении по почвенным фракциям. Отмечено увеличение остаточных форм Cd, Ni, Pb и Zn, связанное, видимо, с уменьшением содержания Сорг. и величины рН почвенного раствора.

Для меди следует отметить более длительное нахождение ее во фракции, связанной с органическим веществом, а для свинца характерна низкая подвижность и доминирование связей с железом и марганцем. Общим для всех металлов (кроме кадмия) при минерализации органического вещества ОСВ является снижение подвижности и закрепление их в форме труднорастворимых соединений.

15. Влияние ОСВ и компоста на урожай и биологическое качество растений.

Изменения, произошедшие в почве при внесении ОСВ и компоста на его основе, не могли не повлиять на урожай возделываемых культур и их биологическое качество. Озимая пшеница, овес и клевер обладают различной чувствительностью к уровню плодородия почв. Они также по-разному поглощают тяжелые металлы (Просянникова, 1999). Как уже упоминалось выше, ОСВ и компост на его основе оказывали положительное действие на многие агрохимические свойства почвы (содержание органического вещества, показатели почвенной кислотности, содержание питательных веществ), что сказалось на величинах урожая культур в севообороте.

формирование урожая сельскохозяйственных культур. Так, для озимой пшеницы условия перезимовки были неблагоприятными. Из-за ледяной корки, образовавшейся в результате частых оттепелей в зимние месяцы 1997-1998 гг.

наблюдались сильное изреживание и гибель посевов на вариантах полевого опыта. Несмотря на неблагоприятные условия произрастания, органическая система удобрений обеспечила получение достоверных прибавок урожая зерна озимой пшеницы, пропорциональных дозам ОСВ и компоста (табл. 22).

Значительные прибавки урожая зерна рассматриваемой культуры по сравнению с контролем были отмечены на варианте с применением 120 т/га компоста ( %) и 60 т/га ОСВ (31,1 %). Максимальные урожаи соломы озимой пшеницы также были достигнуты на этих вариантах - 29,1 и 32,2 ц/га соответственно.

1999 год был исключительно засушливым. Весна была холодной и затяжной, начало полевых работ по сравнению с обычными отставало на 1, недели. В июне и июле выпало 10 и 41% осадков от нормы. В это время проходила закладка и развитие репродуктивных органов у яровых зерновых, что обусловило низкую продуктивность колоса выращиваемого овса. Отмечался так же высокий процент гибели растений во время вегетации, что отразилось на урожае соломы овса. Максимальная прибавка составляла 18,7 % на варианте с 60 т/га ОСВ.

2000 год в целом был благоприятным для роста и развития культур.

Можно отметить, что клевер благоприятно отозвался на использование возрастающих доз ОСВ и компоста на его основе. Максимальные урожаи сена в обоих укосах отмечались на фоне самой высокой дозы ОСВ (19 ц/га) и компоста (20,8 ц/га).

Влияние ОСВ и компоста на его основе на урожай культур в звене Примечание: в числителе - урожай, ц/га; в знаменателе - прибавка урожая, % Внесение ОСВ и компоста оказали влияние на накопление питательных элементов в культурах севооборота. Главным показателем качества этих фуражных культур является содержание азота. Накопление его в зерне овса и озимой пшеницы, а также в зеленой массе клевера было выше при внесении осадка сточных вод, на вариантах с компостом, содержание азота в растениях было ниже, что связано с иммобилизацией его микроорганизмами, поскольку с компостом в почву вносилось больше органического углерода (прил. 9).

Содержание фосфора во всех культурах было выше на вариантах с внесением ОСВ, что, видимо, также обусловлено большей минерализацией органического вещества на этих вариантах по сравнению с компостом. То есть компостирование способствовало ухудшению обеспеченности растений этим элементом.

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.

Содержание тяжелых металлов в сельскохозяйственных культурах является важнейшим показателем биологического и гигиенического качества растений, выращиваемых на загрязненных почвах, а также критерием эффективности мелиорантов. Например, в озимой пшенице, выращиваемой в звене севооборота, в целом содержалось больше кадмия, как в соломе, так и в зерне (табл. 22). Это связано с тем, что данный элемент легко поглощается растениями, а также с биологическими особенностями культур. В питании человека и животных кадмий представляет собой кумулятивный яд, поэтому его ПДК установлена в весьма жестких рамках. Так, для зерна злаков ПДК составляет 0,02 мг/кг, для соломы - 0,3 мг/кг. Несмотря на то, что в соломе, как овса, так и озимой пшеницы кадмия содержалось большее количество (ПДК на вариантах с внесением ОСВ была превышена в 4-5 раз), тем не менее, содержание этого элемента в зерне озимой пшеницы составляло 50ПДК, а в зерне овса - 15ПДК только на вариантах с минимальной дозой внесения ОСВ.

Применение торфа снижало содержание кадмия в зерновых культурах севооборота в 1,5-2 раза, но не смогло снизить его содержание до безопасного уровня. Только в год выращивания клевера превышение ПДК для кадмия было отмечено на вариантах с 30 т/га и 60 т/га ОСВ. Совместное применение компоста с травосеянием привело к резкому снижению кадмия в растениях и позволило получить экологически чистую продукцию.

Извлечение меди растениями ничтожно мало по сравнению с ее содержанием в почве. В среднем зерновые культуры извлекают из почвы примерно 20-30 г меди на гектар (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Несмотря на значительное содержание в пахотном слое исследуемого участка подвижных соединений меди, в растения озимой пшеницы поступало не более 4,6 мг/кг этого элемента. Нами была отмечена тенденция к накоплению меди в репродуктивных органах зерновых культур. Так, в зерне овса мы наблюдали даже превышение ПДК в 1,1-1,2 раза на вариантах с применением возрастающих доз ОСВ. На вариантах с компостом ПДК была превышена только на варианте с максимальной дозой этого удобрения.

Хром так же, как и медь ограниченно поступает в растения. Низкие темпы усвоения растениями растворимых форм хрома обусловлены особенностями механизма их поглощения корневой системой. Накопление хрома сельскохозяйственными культурами зависит как от уровня загрязнения почвы этим элементом, так и от реакции почвенного раствора (Годоватый, Богатырева, 1998). Несмотря на низкий уровень содержания этого элемента в вытяжке 1М Содержание тяжелых металлов в растениях звена севооборота (мг/кг сухого вещества) ПДК утверждены Минздравом СССР ГН 6229-91 и Госкомсанэпидемнадзором РФ ГН 2.1.7.020- ААБ и слабощелочную величину рН почвенного раствора исследуемого участка, в соломе овса на вариантах с 30 и 60 т/га ОСВ отмечались повышенные количества этого металла. Внесение торфа оказалось эффективным приемом мелиорации, содержание хрома в соломе понизилось до уровня контроля.

Максимальное содержание хрома в зерне овса было отмечено на варианте со 120 т/га ОСВ, оно составило 0,3 мг/кг сухого вещества. При применении возрастающих доз компоста количество металла везде снизилось до 0,1 мг/кг. В растениях клевера содержание хрома на всех вариантах находилось ниже уровня определения, в этот же год нами был отмечен низкий уровень содержания биодоступных форм металла.

Хотя перенос и накопление никеля в растениях метаболически регулируется, этот металл отличается высокой подвижностью и концентрируется как в листьях, так и в семенах (Diez, Rosopulo, 1976).

Содержание никеля в растениях озимой пшеницы и овса было ниже фонового уровня на контрольном варианте (табл. 23). При применении ОСВ содержание металла в зерне злаков возрастало пропорционально дозам внесения. Уже на варианте с 15 т/га ОСВ в зерне овса содержание никеля составляло 3,2ПДК, в зерне озимой пшеницы ПДК была превышена в 4,8 раза начиная с дозы внесения ОСВ 30 т/га. Действие торфа как мелиоранта более действенно проявилось в год внесения компоста, в 1999 году оно не смогло снизить содержание никеля в зерне овса до безопасного уровня (табл. 23). В соломе овса количество никеля превышало ПДК на всех вариантах с внесением ОСВ и компоста, только на контрольном варианте оно составляло 0,1 мг/кг. Даже выращивание клевера не смогло понизить уровень содержания никеля в растениях до безопасного уровня.

В литературе имеются сведения о том, что содержание свинца в растениях определяется его повышенным содержанием в почвах, наличием техногенного воздействия (Припутина и др., 1997), и его поглощение сельскохозяйствеными культурами происходит в довольно пассивной форме (Zimdahl, 1975; Hughes et al., 1980). В нашем опыте было отмечено незначительное загрязнение почв свинцом, если взять за основу его валовое содержание и содержание его обменнопоглощенных форм. Соответственно в растениях севооборота также отмечался невысокий уровень нахождения этого элемента, как в зерне, так и в соломе. Мелиорирующее действие торфа снижало содержание свинца в культурах на протяжении всех лет проводимых исследований. В соломе и зерне озимой пшеницы при применении компоста содержание свинца было ниже уровня определения элемента.

Высокий уровень накопления цинка отмечался во всех культурах севооборота. Несмотря на то, что содержание цинка в самом ОСВ не превышало его токсичного уровня, растения озимой пшеницы накапливали этот элемент в повышенных количествах, начиная с самой низкой дозы вносимого осадка.

Внесение торфяного компоста достаточно эффективно повлияло на уровень содержания цинка в соломе озимой пшеницы и овса: количество металла снизилось в вегетативных органах этих растений практически до уровня ПДК.

Однако содержание цинка в зерне рассматриваемых культур (42-46 мг/кг в озимой пшенице, 53,0-65,8 мг/кг в овсе) мало варьировало в зависимости от применения компоста и снижалось всего лишь на 1,1-1,2 %. В растениях клевера накопление цинка происходило более интенсивно. Начиная с минимальной дозы ОСВ, уровень ПДК был превышен в 1,2 раза. С дальнейшим ростом дозы ОСВ уровень концентрации элемента в растительных тканях клевера не возрастал, однако вынос его с урожаем рос. То есть стабилизацию уровня концентрации цинка в растениях клевера можно объяснить ростовым разбавлением. Внесение торфа несколько снижало уровень содержания цинка в растениях клевера, но все же ПДК и здесь была несколько превышена (табл. 23).

16. Влияние ОСВ и компоста на биологическую активность почвы.

Мерой воздействия тяжелых металлов на почву может служить степень изменения ряда показателей биологической активности. Как показано, именно эти показатели целесообразно широко применять при мониторинге и диагностике загрязнения почв поллютантами (Едемская, 1999; Воробьева и др.

2001). В модельном опыте мы рассматривали возможность их использования для индикации повышенных уровней содержания ТМ в почве. Для этого мы применяли микробиологические (подсчет численности азотобактера), физиологические (определение потенциальной дыхательной активности почв) и химические (определение нитратных и аммиачных форм азота) методы.

Как было отмечено выше, Azotobacter chroococcum является одной из самых чувствительных культур к загрязнению почв поллютантами. Тем не менее, внесение ОСВ раздельно и совместно с торфом благоприятно повлияло на жизнедеятельность этого организма (рис. 16). По сравнению с контролем совместное внесение максимальной дозы торфа и ОСВ наиболее эффективно стимулировало рост численности азотобактера. Так как органические удобрения вносили один раз в начале опыта, со временем произошло снижение численности Azotobacter chroococcum. Исходя из полученных данных, можно отметить некоторую положительную коррелятивную зависимость между содержанием органического вещества и количеством данной культуры в почве.

Коэффициент корреляции между Сорг. и числом азотобактера составлял: при применении 120 т/га ОСВ - 0,99; 120 т/га торфа - 0,83; при совместном внесении 120 т/га ОСВ и торфа - 0,85. Рост и снижение численности азотобактера находились в прямой взаимосвязи с динамикой содержания нитратных форм азота и в обратной зависимости от изменения содержания аммиачных его форм (прил. 10). Созданный нами уровень загрязнения (ПДК в почве модельного опыта была превышена для кадмия, никеля и свинца по валовому содержанию) не оказывал негативного влияния на численность азотобактера за все время проводимого эксперимента.

n* Рис. 16. Изменение численности азотобактера в почве модельного опыта.

При рассмотрении потенциальной дыхательной активности почв в этих вариантах опыта также не наблюдалось негативного эффекта от искусственно созданного уровня загрязнения. Даже в вариантах с низкими дозами ОСВ и сравнению с контролем увеличивается. Наиболее значимое повышение этого биологического показателя почвы отмечено через месяц ее компостирования (рис. 17). Затем, по мере минерализации органического вещества (два месяца компостирования) интенсивность дыхания почвы выравнивалась на всех вариантах, возвращаясь к контрольному уровню.

мкг/г сут Рис. 17. Влияние низких доз органических удобрений на динамику потенциального дыхания почвы модельного опыта мкг/г сут месяца Рис. 18. Влияние высоких доз органических удобрений на динамику потенциального дыхания почвы модельного опыта.

При внесении высоких доз органических удобрений наблюдалась значительная стимуляция интенсивности почвенного дыхания по сравнению с контролем через месяц компостирования (рис. 18). Через два месяца отмечали достоверное снижение выделения СО2 почвой в варианте с внесением 120 т ОСВ, в то время доза 120 т торфа и торфа совместно с осадком продолжала стимулировать выделение CО2 почвой. Только через три месяца наблюдения дыхательная активность почв и в этих вариантах снижается до уровня контрольного опыта. Таким образом, органическое вещество ОСВ при раздельном внесении подвержено более быстрой минерализации в почве, чем при совместном внесении с торфом. Мы предположили, что это связано с разным составом сообщества микроорганизмов, вносимого в почву вместе с органическими удобрениями.

Действительно, анализ сообщества ОСВ методом ГХ-МС показал, что общая численность микроорганизмов в них достаточно высока и составляет (4,3±0,01 ) 109 кл/г осадка. Усредненные данные по микробному разнообразию ОСВ представлены в приложении 13. В целом, микробное сообщество представлено микроорганизмами, относящимися к 18 родам бактерий (25 видам). В небольшом количестве (около 2 %), представлены микроскопические грибы.

Эколого-трофический подход (Nikitin, Kung, 1988) к анализу микробного разнообразия ОСВ позволяет выделить ряд трофических групп в сообществе микроорганизмов, среди которых наиболее важны для нас те, которые определяют скорость минерализации органического вещества осадков.

Бактерии родов Acetobacter, Pseudomonas, Sphingobacterium, Sphingomonas используют органические вещества, образуемые при первоначальном гидролизе и ферментации ОСВ, в аэробных условиях, доводя их до конечных продуктов минерализации (CO2 и H20). Жизнедеятельность этих гидролитиков в почве при внесении их с ОСВ и вызывает, по-видимому, увеличение дыхательной активности почвы.

Выделение доминантов (микроорганизмов, процентное содержание которых в сообществе 30% и более (Добровольская и др., 1997)) показало, что микробное сообщество ОСВ имеет два доминантных рода – Pseudomonas (27%) и Bacteroides (37%). В сумме содержание доминантов достигает 64% от общей биомассы и формирует структурно-функциональную ассоциацию аэробноанаэробных бактерий в микробоценозе ОСВ. Превалирование в этой ассоциации анаэробных ферментаторов позволяет предполагать накопление в осадках продуктов неполного разложения органического вещества, в частности, органических кислот, что и определяет их продукционные качества как органического удобрения.

Анализ сообщества микроорганизмов торфа мы не проводили, но из опубликованных данных известно (Микробные ценозы торфяных почв.., 1983;

Добровольская и др., 1991), что оно также разнообразно, но содержит в большем количестве анаэробные микроорганизмы, а также различных представителей актиномицетов. Поэтому процесс разложения этого органического вещества при внесении его в почву протекает медленнее, чем ОСВ.

Таким образом, мы видим, что внесение ОСВ и торфа как раздельно, так и совместно оказывают стимулирующий эффект на ряд показателей биологической активности почв. Следовательно, создаваемый уровень содержания ТМ при применении этих органических удобрений не оказывает ингибирующего влияния на микробиоту почвы.

1. Мелиорация почв, загрязненных ТМ, основанная на закреплении тяжелых металлов органическим веществом торфа является хотя и кратковременным, но эффективным приемом. Использование торфа в качестве мелиорирующего компонента при внесении ОСВ способно существенно снизить подвижность меди, никеля, цинка, свинца, хрома и кадмия.

Наибольший эффект от этого приема наблюдается в первый год внесения торфа в почву, затем происходит затухание эффекта, что связано с быстрой минерализацией органического вещества. При внесении высоких доз ОСВ торф не может снизить до безопасного уровня содержание ТМ как в вегетативных, так и в репродуктивных органах растений.

2. Возделывание клевера, увеличивая содержание органического вещества в пахотном горизонте почвы, способствует существенному снижению содержания подвижных форм в ней. То есть травосеяние можно рассматривать как прием фитомелиорации почв, более экономичный, чем внесение торфа.

3. При использовании высоких доз ОСВ происходит загрязнение подпахотного горизонта Cd. Внесение торфа несколько снижает миграцию металла вниз по почвенному профилю, но не способствует ее полному устранению.

4. Изучение динамики минерализации органического вещества при внесении ОСВ и компоста в почву свидетельствует о довольно быстром протекании этого процесса. По мере минерализации органического вещества подвижность ТМ возрастает. По степени подвижности элементы в условиях полевого опыта металлы в убывающем ряду можно расположить следующим образом: Cd>Zn>Ni>Cu>Pb>Cr.

5. Изучение динамики фракций ТМ в парующей почве свидетельствует об уменьшении связи ТМ с мобильным органическим веществом и о нарастании связи с железо-марганцевыми коллоидами и окристаллизованными гидроксидами. На определенном этапе минерализации органического вещества ОСВ наблюдается резкое увеличение содержания обменнопоглощенных форм ТМ, но при полной минерализации осадка их содержание снижается.

6. При внесении в почву ОСВ и компостов загрязнение выше ПДК наблюдается только на самых высоких дозах (60, 120 т/га). Этот уровень загрязнения не оказал негативного влияния на биологическую активность почвы. Биологическая активность почвы и численность тест-культуры азотобактера определялась содержанием органического вещества удобрений.

Эти показатели были максимальными на самом загрязненном фоне.

7. При правильной технологии применения, ОСВ существенно повышают продуктивность культурных растений. При систематическом их применении в высоких дозах они по сравнению с торфо-компостами повышают содержание ТМ в почве.

Список литературы:

Агропромиздат, 1987, 137 с.

2. Алексеев Ю.В., Аллилуева Т.М., Загрязнение почвы и продукции растениеводства ТМ при использовании органических удобрений из ОСВ.// Сб.

научн. трудов: "Влияние химизации земледелия на содержание ТМ в почвах сельхозугодий и продукции растениеводства", М., 1988, с.28.

3. Андронова Л.А. Эколого-агрохимическая оценка применения осадков сточных вод и компостов на основе коры и лигнина при выращивании сельскохозяйственных растений на дерново-подзолистой почве.// Автореф. дис.

канд. б.н., М., 2002, 25 с.

удобрений в агроэкосистемах./ М.:ЦИНАО, 2000, 524 с.

5. Ахтырцев Б.П., Ахтырцев А.Б., Яблонских Л.А. Тяжелые металлы в почвах пойменных ландшафтов Среднерусской лесостепи и их миграция.// Тяжелые металлы в окружающей среде: материалы международного симпозиума 15-18 октября 1996 г., Пущино, 1997, с.15-24.

6. Байдина Н.Л. Инактивация тяжелых металлов гумусом и цеолитами в техногенно загрязненной почве// Почвоведение, 1994, №9, с. 108-112.

7. Бахаева Л.П. Роль сорбции в процессах детоксикациии ремедиации загрязненных почв.// Тяжелые металлы в окружающей среде: материалы международного симпозиума 15-18 октября 1996 г., Пущино, 1997, с.186-193.

8. Бердяева Е.В. Влияние многолетнего применения ОСВ и извести на фракционный состав меди и цинка в дерново-подзолистой почве.// Вестник Московского университета, сер. 17, почвовед., 2001, №2, с. 24- 9. Бокова М.И., Ратников А.Н. Биологические особенности растений и почвенные условия, определяющие переход тяжелых металлов в растения на техногенно-загрязненной территории.// Химия в сельском хоз-ве, 1995, №5, с.

15-17.

10. Болышева Т.Н., Андронова Л.А. Влияние осадков сточных вод на плодородие дерново-подзолистых почв и экологическую ситуацию в агроландшафте.// Сб.: "Плодородие почвы и качество продукции при биологизации земледелия", М., Колос, 1996, с. 194-201.

11. Болышева Т.Н., Флесс А.Д., Михейкин С.В., Лазутин Е.А., Смирнов А.Ю.

Использование интерполиэлектролитных комплексов для закрепления склоновых земель.// Тезисы докл. III съезда Докучаевского о-ва почвоведов., М., 2000, кн. 2, с. 307- 12. Важенин И.Г. Почва как активная система самоочищения от токсического воздействия тяжелых металлов - инградиентов техногенных выбросов.// Химия в сельском хозяйстве, 1982, №3, с. 3- 13. Веденеев А.Л. Влияние длительного применения аэротехничекого загрязнения на физико-химические и биологические свойства бурой горнолесной почвы.// Автореф. канд. дисс., Новосибирск, 1983, 24 с.

микроэлементов между растением и средой.// Микроэлементы в жизни растений и животных., М.: изд-во АН СССР, 1982, с. 7-20.

15. Винокурова Т.Е. Мировая проблема переработки, утилизации и уничтожения осадков муниципальных сточных вод// Междунар. Науч.-практ.

конф. "Гидротехническое строительство, вод. хозяйство и мелиорация земель на современном этапе": сб. материалов; Новосибирск, 1999, с.15-16.

моделирование./ М., Колос, 1997, с 45.

17. Галиулин Р.В., Галиулина Р.Р. Профилактика загрязнений ландшафтов ТМ: фиторемедиация сточных вод.// Агрохимия, 1999, №3, с. 84-91.

18. Галактионова А.А. Применение торфа и продуктов его переработки для восстановления техногенно нарушенных земель: реферативный обзор.// Торфяные удобрения и питательные смеси для сада и огорода., Внии торф.

пром-ти, 1993, 21 с.

19. Ганжара Н.Ф. Гумусообразование и агрономическая оценка органического вещества подзолистых и черноземных почв Европейской части СССР.// Дисс. д.б.н., М., 1989, 31 с.

20. Гармаш Г.А., Гармаш Н.Ю. Влияние тяжелых металлов, вносимых в почву с ОСВ. На урожайность пшеницы и качество продукции// Агрохимия, 1989, №7, с. 69-75.

21. Гигиенические нормативы ГН 2.1.7.020-94. Госкомсанэпидемнадзор России./ М.: 1995, 54 с.

22. Гигиенические требования к использованию сточных вод и их осадков для орошения и удобрения.// Санитарные правила и нормы СанПин 2.1.7.573Госкомсанэпидемнадзор России, М., 1997, 53 с.

23. Головатый С.Е., Богатырева Е.Н. Влияние хрома на урожайность сельскохозяйственных культур и накопление его в растениях в зависимости от кислотности почв.// Почвоведение и агрохимия, 1998; Вып.30, с. 172-179.

24. Горбатов В.С. Устойчивость и трансформация оксидов тяжелых металлов в почвах.// Почвоведение, 1988, №1, с. 35-47.

25. Гордеев А.М., Шаманаев В.А., Цуриков А.И. Содержание химических элементов различной токсичности в смытой дерново-подзолистой почве.// Химия в сельском хозяйстве, 1995, №3, с. 45-52.

26. Государственный доклад о состоянии окружающей среды./ М., 2000.

27. Граковский В.Г., Сорокин С.Е., Фрид А.С. Санация загрязненных почв и рекультивация нарушенных земель в России.// Почвоведение, 1994, №5, с.67-72.

28. Гребенников А.М., Ельников И.И. Экологические функции культурной растительности в агроценозе// Агрохимия, 2001, № 9, с.115-121.

29. Добровольская Т.Г., Полянская Л.М., Головченко А.В., Смагина М.В., Звягинцев Д.Г. Микробный пул в торфяных почвах.// Почвоведение, 1991, №7, с. 69-77.

30. Додолина В.Т., Мерзлая Г.Е. Экологически безопасные методы использования отходов.// Достижения науки и техники, 2000, № 11, с. 78-79.

31. Евдокимова Г.А. Микробиологическая активность почв при загрязнении тяжелыми металлами.// Почвоведение, 1983, №6, с. 16.

32. Евдокимова Г.А., Кислых Е.Е. Изменение агрохимических свойств почв в зоне влияния предприятий цветной металлургии.// Агрохимия, 1982, №9, с.95Евдокимова Г.А., Мозгова Н.П. Восстановление плодородия почв после интенсивных промышленных воздействий// Агрохимические исследования на Кольском Севере, Апатиты, 1993, с. 83-91.

помышленных выбросов на микрофлору почвы./ М.: Изд-во МГУ, 1986, 50 с.

35. Едемская Н.Л. Биологическая активность дерново-подзолистых почв, загрязненных тяжелыми металлами./ Под редакцией Л.А. Лебедевой, Изд-во МГУ, 1999, 96 с.

36. Звягинцев Д.Г., Добровольская Т.Г., Головченко А.В., Зенова Г.М., Смагина М.В. Структура сапрофитного комплекса микроорганизмов в торфяниках.// Микробиология, 1991, Т.60, В. 6, с. 166-164.

37. Золотарева Б.Н. Миграция и трансформация экзогенных форм соединений тяжелых металлов в почвах (натурное моделирование).// Тяжелые металлы в окружающей среде: материалы международного симпозиума 15-18 октября 1996 г., Пущино, 1997, с. 35- 38. Зырин Н.Г. Задачи и перспективы развития учения и микроэлементах в почвоведении. В кн.: Биологическая роль микроэлементов./ М.: Наука, 1983, с.

149-154.

Зырин Н.Г. и др. Микроэлементы в почвах Западной Грузии. В кн.:

39.

Содержание и формы соединений микроэлементов в почвах./ М.: Изд-во МГУ, 1979, 123 с.

40. Ильин В.Б. О биогенном накоплении макро- и микроэлементов в профиле черноземов и дерново-подзолистых почв./ Изв. Сиб. Отд-ния АН СССР., Сер.

Биол. Науки, 1986, т.18, №3, с.20-26.

41. Ильин В.Б. Загрязнение тяжелыми металлами огородных почв и культур в городах Кузбасса.// Агрохимия, 1991, №3, с.3-5.

42. Ильин В.Б. Оценка существующих экологических нормативов содержания тяжелых металлов в почве.// Агрохимия, 2000, №9, с. 74-80.

43. Ильин В.Б. Степанова М.Д. Распределение свинца и кадмия в растениях пшеницы, произрастающей на загрязненной этими металлами почве.// Агрохимия, 1979, №5, с.114-119.

44. Кабата-Пендиас А., Пендиас Х. Микроэлементы в почвах и растениях./ М.: Мир, 1989, 439 с.

45. Касатиков В.А., Касатикова С.М. Агрономическая эффективность и особенности применения систем удобрений на основе осадков городских сточных вод. // Система применения удобрений в севооборотах для получения планируемых урожаев сельскохозяйственных культур., Горький, 1988, с. 29-36.

46. Касатиков В.А. Агрохимические свойства осадков городских сточных вод и торфоиловых компостов.// Агрохимия, 1996, №8-9, с.87-96.

47. Ковда В.А. Биогеохимия почвенного покрова./ М.:Наука, 1985, с. 223-229.

48. Кононов О.Д., Лагутина Т.Б. Рекомендации по использованию активного ила и гидролизного лигнина в лесных питомниках./ Архангельск, 1995, 23 с.

49. Ладонин Д.В. Влияние техногенного загрязнения на фракционный состав меди и цинка в почвах.// Почвоведение, 1995, №10, с.89-92.

50. Ладонин Д.В. Изучение трансформации техногенных форм меди и цинка почвой в условиях модельного эксперимента.// Агрохимия, 1996, №1, с. 94-99.

51. Лебедева Л.А. Минеральные удобрения на дерново-подзолистых почвах./ Изд-во МГУ, 1984, с. 22-34.

52. Лебедева Л.А., Лебедев С.Н., Едемская Н.Л. Биологические свойства загрязненной тяжелыми металлами дерново-подзолистой почвы при известковании.// "Доклады РАСХН", 1994, №5, с.23-25.

53. Лебедева Л.А., Лебедев С.Н., Едемская Н.Л. Активность фермента уреазы в дерново-подзолистой почве, загрязненной ТМ, при различной реакции среды.// "Вестник МГУ", серия 17, 1995, №2, с. 68-71.

54. Лозе Ж., Матье К. Толковый словарь по почвоведению.// Москва, Мир, 1998, с. 35-36.

55. Магницкий К.П. Кальциевое питание сельскохозяйственных растений.// Агрохимия, 1969, № 12, с. 129-140.

агроландшафта рязанской области// Изд-во МГУ, 2001, 95 с.

57. Малышев А.В., Костин В.И. Влияние осадков сточных вод как удобрений на биологическую активность почвы// Оптимизация применения удобрений и обработки почвы в условиях лесостепи Поволжья., Ульяновск, 1995, с. 21-26.

58. Матвеев Ю.М., Прохоров А.Н. Проблемы экологического нормирования содержания химических соединений в почвах различных типов.// Тезисы докладов междунар. конф. "Проблемы антропологического почвообразования., том 3., 1997, с. 53-56.

59. Мерзлая Г.Е. Экологическая оценка ОСВ// Химия в сельском хозяйстве, 1995, №4, с. 38-42.

60. Методические рекомендации по агрохимическому обследованию почв сельскохозяйственных угодий./М., 1981.

61. Микроэлементы в растениях: поступление, транспорт и физиологические функции./ Под ред. Островской Ю.М., Киев: Наук думка, 1987, 181 с.

62. Микробные ценозы торфяных почв и их функционирование./ Минск:

Наука и техника., 1983, 180 с.

63. Минеев В.Г., Дебрецени Б., Мазур Т. Биологическое земледелие и минеральные удобрения./М., 1993, 257 с.

64. Михайлов Л.Н. Научные основы применения осадков городских сточных вод в качестве удобрений и получения экологически безопасной растениеводческой продукции в условиях среднего поволжья.// Автореф. дис… д-ра с/х наук, Волгоград, 1996, 39 с.

65. Мотузова Г.В. Формы соединений микроэлементов в субтропических почвах Западной Грузии.

Автореферат... канд. биол. наук, М., 66. Моцик А., Калуз К., Пинский Д.Л. Мониторинг загрязняющих веществ в почвах./ Загрязняющие вещества в окружающей среде., Пущино, Братислава, 1991, с.115-137.

67. Никитина З.И., Крупская Л.Т. Экология микроорганизмов и восстановление техногенных земель.// Тезисы докл. II съезда О-ва почвоведов., РАН.. СПб., 1996, Кн. 1, с.123-124.

68. Обухов А.И. Методические основы разработки ПДК ТМ и классификация почв по загрязнению/ Система методов изучения почвенного покрова, деградированного под влиянием химического загрязнения., М., 1992, с. 13-20.

69. Обухов А.И. Экологические последствия загрязнения почв тяжелыми металлами и мероприятия по их устранению// Поведение поллютантов в почвах и ландшафтах., Пущино, ОНТИ НЦБИ, 1990, с. 52- 70. Обухов А.И., Ефремова Л.Л. Охрана и рекультивация почв, загрязненных тяжелыми металлами.//Материалы 2-й Всесоюзной конф. "Тяжелые металлы в окружающей среде и охрана природы". М.:Изд-во МГУ, 1988, с.23-36.

71. Обухов А.И., Цаплина М.В. Миграция и трансформация соединений свинца в дерново-подзолистой почве.// Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах., Л., Гидрометеоиздат. 1989. С. 139-144.

72. Овцов Л.П. Экологическая оценка осадков сточных вод и навозных стоков в агроценозе./ М:Изд-во МГУ, 2000.

73. Овчаренко М.М. Тяжелые металлы в системе почва-растение-удобрение.// Химия в сельском хозяйстве, 1995, №4, с. 8-16.

74. Органические удобрения: методические рекомендации./ Новосибирск, 1989, 44 с.

75. Орлов Д.С., Садовникова Л.К. Нетрадиционные мелиорирующие средства и органические удобрения.// Почвоведение, 1996, №4, с. 517-523.

76. Первунина Р.И., Малахов С.Г. Подвижность металлов, выпавших на почву в составе выбросов промышленных предприятий.// Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах., Л., Гидропромиздат, 1989, с. 97-100.

77. Перцовская А.Ф., Пантикова Е.Л., Тонкопий Н.И. и др. Схема гигиенического нормирования тяжелых металлов в почве.// Химия в сельском хозяйстве, 1982, №3, с. 12-13.

78. Пинский Д.Л. Физико-химические аспекты мониторинга тяжелых металлов в почвах. В кн.: Региональный экологический мониторинг./ М., 1983, 263 с.

79. Пинский Д.Л. Нормирование загрязняющих веществ в почвах с учетом массообмена между эффективными фазами почв// Поведение поллютантов в почвах и ландшафтах., Пущино, ОНТИ НЦБИ, 1990, с. 74-81.

80. Пинский Д.Л. Закономерности и механизм катионного обмена в почвах// Автореферат дис… д. б.н. М., 1992, 34 с.

81. Плеханова И.О., Кленова О.В., Кутукова Ю.Д. Влияние ОСВ на содержание и фракционный состав тяжелых металлов в супесчаных дерновоподзолистых почвах// Почвоведение, 2001, №4, с. 496-503.

82. Плеханова И.О., Кутукова Ю.Д., Обухов А.И. Накопление тяжелых металлов сельскохозяйственными растениями при внесении осадков сточных вод.// Почвоведение, 1995, №12, с.1530-1536.

83. Покровская С.Ф., Касатиков В.А. Использование осадка городских сточных вод в сельском хозяйстве/ М., 1987.

84. Просянникова О.И., Анохин В.С. Тяжелые металлы в почве и урожае.// Агрохимический вестник, 1999, N 4, с. 15-17.

85. Практикум по агрохимии./ Под ред. Минеева В.Г., М.:Изд-во МГУ, 1989, 304 с.

86. Рэуце К., Кырстя С. Борьба с загрязнением почвы./ М., 1986.

87. Садовникова Л.К. Использование почвенных вытяжек при изучении соединений тяжелых металлов.// Химия в сельском хозяйстве, 1996, №2, с. 37Садовникова Л.К., Решетников С.И., Ладонин Д.В. Содержание тяжелых металлов в активных илах, применяемых в качестве органических удобрений.// Почвоведение, 1993, №5, с.29-33.

89. Садовникова Л.К., Ладонин Д.В. Метод изучения соединений цинка в фоновых и загрязненных почвах. Физ. и хим. Методы исследования почв./ М., 1994, с. 130- 90. Сает Ю.Э., Ревич Б.А.. Янин Е.П. и др. Геохимия окружающей среды./ М.:

Недра, 1990, 334 с.

91. Самонова О.А., Шахпендерян Е.А. Дифференциация валовых и подвижных форм тяжелых металлов в илистой фракции дерново-подзолистой почвы.// Тяжелые металлы в окружающей среде: материалы международного симпозиума 15-18 октября 1996 г., Пущино, 1997, с. 69-79.

92. Скворцова И.Н. и др. Зависимость некоторых показателей биологической активности почв от уровня концентрации тяжелых металлов./ М.: МГУ, 1980, 121 с.

93. Степанюк В.В. Влияние соединений кадмия на урожай и элементный состав сельскохозяйственных культур.// Агрохимия, 1998, №6, с. 74-79.

94. Тарасов С.И., Комарова Н.А. Фитореабилитация почв, загрязненных бесподстилочным навозом.// Бюллетень ВИУА, 2000, №113, с. 18-21.

95. Титова Н.А., Травникова Л.С., Кахнович З.Н., Сорокин С.Е., Шульц Э., Кершенс М. Содержание тяжелых металлов в гранулометрических и денсиметрических фракциях почв.// Почвоведение, 1996, №7, с. 888-898.

96. Учет и оценка природных ресурсов и экологического состояния территорий различного фонового использования (Методические рекомендации)./ М.: ИМГРЭ, 1996, 88 с.

97. Файза Салама Али Салама. Влияние органических удобрений на подвижность тяжелых металлов в почвах./ Автореф. дисс. канд. биол. наук. М., 1993, 24 с.

98. Федоров А.С., Шахов С.М. Влияние ТМ на показатели биологической активности почв// Тезисы докл. II съезда О-ва почвоведов., РАН.. СПб., 1996, Кн. 1, с. 257-258.

99. Хакимов Ф.И., Севостьянов С.М. Осадки очистных сооружений восполняемый ресурс органического вещества.// Материалы Международной научной конференции "Биологические ресурсы и устойчивое развитие"., Пущино, изд-во НИА-Природа, 2001, с. 235-236.

100. Химия тяжелых металлов, мышьяка и молибдена в почвах./ Под ред.

Зырина Н.Г., Садовниковой Л.К., М.:МГУ, 1985, 206 с.

101. Чеботарев Н.Т. Влияние осадков сточных вод на плодородие дерновоподзолистой почвы [Внесение под картофель и ячмень].// Химия в сельском хозяйстве, 1997, №6, с.18-19.

102. Черных Н.А. Закономерности поведения тяжелых металлов в системе почва-растение при различной антропогенной нагрузке [ Дерново-подзолистые почвы]./ Автореф. дис. д-ра б.н. Виуа, М., 1995, 39 с.

103. Черных Н.А., Ладонин В.Ф. Нормирование загрязнения почв тяжелыми металлами.// Агрохимия, 1995, №6, с.71-80.

104. Чижова С.Л. Формирование урожая и качества растений на разных агрохимических фонах в склоновых агроландшафтах.//Автореф. дисс. канд. б.н., М., 2002,24 с.

105. Юмвихозе Э. Эколого-биологическая оценка использования осадков сточных вод в качестве удобрения.// Автореф. Дисс. Канд. Б.н., М., 1999, 23 с.

106. Ягодин Б.А., Собачкина Л.Н. Методы определения различных форм микроэлементов в почвах.// Почвоведение, 1997, №5, с.159-162.

107. А Global atlas of wastewater sludge and biosolids use and disposal./ Edited by Peter Matthews. IAWQ, 1996, London, 197 p.

108. Anon J. Der “Dreck” kommt von oben. Landw. Wochenbl. Westfalen-Lippe.

1989, Tom 46, №45, p. 30.

109. Antosiewicz D.M. Adaptation of plants to an environment polluted with heavy metals. Acta Soc. Bot. Pol., 1992, Vol. 61, N 2, p. 281-299.

110. Backer A.J. Accumulation and excluders strategies in the response of plant to heavy metals// J. Plant Nutr., 1981, V. 3, N 1-4, p. 643-651.

111. Beckett P.H.T., DavisR.D. Critical levels of twenty potentially toxic elements in young spring barley.// Plant and Soil, 1978, 19: 395-408.

112. Bisessar S. Effects of lime on nickel uptake and toxicity in celery grown on musk soil contaminated by a nickel refinery// The Science of the Total Environ., 1989, N 8, p. 83-90.

113. Bloomfield C. The translocation of metals in soils.// The Chemestry of Soil Processes, Greenland D.J. and Hayes, M.H.B., Eds., John Wiley and Sons, New York, 1981, p. 463.

114. Burkhard C., Insam H., Hutchinson T.C., Reber H.H. Impact of heavy metals on the degradative capabilities of soil bacterial communities. Biol. Fertil. Soils, 1993, Vol. 16, №2, p. 154-156.

115. Chen Zuen-Sang, Lee Geng-Jauh, Liu Jen-Chyi. Chemical remediation techniques for the soils contaminated with cadmium and lead in Taiwan.// Environmental restoration of metals-contaminated soils. Edited by I.K. Iskandar, 2000, p.93-107.

116. Controles de residus dans les dengrees animales. Abeille Fr. Apiculteur, 1992, N 769, p. 116-118.

117. Diez Th, Rosopulo A. Schwermetallgehalte in Boden und Pflanzen nach extrem hohen Klarschlammgaben// Sonderdruck Landw. Forsch., 33, 236, 1976.

118. Emmerich W.E., Lund L.J., Page A.L., Chang A.C. Solid phase forms of heavy metals in sewage sludge-treated soils. J. Environ.Qual., 11, 1982, p.178.

119. Environmental restoration of metals-contaminated soils. Edited by I.K.

Iskandar, 2000, 304 p.

120. Forbes E.A., Posner A.M. et.al. The specific adsorption of divalent Cd, Co, Cu, Pb and Zn on goethite. J. of Soil Sci., 1976, v.27, p. 57.

121. Geuzens P.L. Soil contamination with cadmium in Flanders Review and possible sanitation techniques// Contaminated soil. 1988. V.2. 1087-1089.

122. Goralch E.; Gambus F.A. A comparison of sensitivity to the toxic action of heavy metals in various plant species. Pol. J. Soil Sc., 1992; Vol. 25, №2., p. 207-213.

123. Gupta U.S. Boron and molibdenium nutrition of weat, bareley and oats grown in Prince Edward Island soils./ J. Soil Sci., 55, 161, 1985.

124. Hange A.V., Bates T.E., Soon Y.K. Comparison of extractans for plant-avaible Zn, Cd, Ni and Cu in contaminated soils.// Soil. Sci. Soc. Am. J., 44,772, 125. Hickey W.J.; Fuster D.J.; Lamar R.T. Transformation of atrazine in soil by Phanerochaete chrysosporium. Soil Biol. Biochem., 1994; Vol. 26, №12, p. 1665Hinesly T.D., Alexander D.E., Redborg H.E., Ziegler E.L. Effect of soil cation exchange capacity on the uptake of cadmium by corn.// Agron. J., 1982, 74, p. 469Hunges R.L. Cadmium, lead, zinc, and nickel in agricultural soils of the United States of America.// J. Environ. Quality, 22, 335, 1980.

128. Iskandar I.K., Adriano D.C. Remediation of soil contaminated with metals - a review of current practices in the USA// in Remediation of soils contaminated with metals, Iskandar I.K. and Adriano D.C., Eds., Science reviews, Northwood, 1997, p.

154-160.

129. Juillot F., Morin G., Ildefonse Ph., et al. Zinc speciation in a smelter-impacted soil by a combination of exafs data and chemical extractions// Proceedings of extended abstracts of 5-th International Conference on the Biogeochemestry of Trace Elements. Vienna, Austria, 1999, v.2, p. 1090- 130. Keller C., Kayser A., Schulin R. Heavy-metal uptake by agricultural crops from sewage sludge treated soils of the Upper Swiss Rhine Valley and the effect of time.// Environmental restoration of metals-contaminated soils, USA, 2001, p. 273-293.

131. Laboudique J.V. Heavy metal contamination in soils, in agriculture and the quality of our environment./ Am. Assoc. Adv. Sci. Publ, 85, 1999, p. 343.

132. Lake D.L., Kirk P.W., Lester J.N. Fractionation, characterization and speciation of heavy metals in sewage sludge and sludge-amended soils.: A review.; J. Environ.

Qual., 1989, 13, p. 175-183.

133. LeClare J.P., Chang A.C., Levesque C.S., Sposito G. Trace metal chemistry in arid-zone field soils amended with sewage sludge./ Correlation between zinc uptake and extracted soil zinc fractions, Soil Sci. Soc. Am. J., 48, 509, 134. Laperche V. Immobilization of lead by in situ formation of lead phosphates in soils.// Environmental restoration of metals-contaminated soils. Edited by I.K.

Iskandar, 2000, p. 61-76.

135. Maliszewska W., Werzbicka N. The influence of lead, zinc and cooper on the development and activity of microorganisms in soil. Agric. Environ. Quality, 1978, v.8, p. 135.

136. Marquard R.; Gaudchau M.; Bohm H. Untersuchungen zur Schwermetalldekontamination belasteter Boden durch Anbau von Akkumu-latorpflanzen. Schr. R./ Verb. Dt. Landw. Unters. Forsch. Anst. Darmstard, 1995, №40, p. 319-322.

137. McGrath S.P., Brookes P.C., Giller K.E. Long-term biological effects of metals after application of sewage sludge.; J. Sc. Food Agr, 1987; p. 138. Miller R.W., Azzari A.S., GardinerD.T. Heavy metals in crops as affected by soil types and sewage sludge rates// Communic. In Soil Sc. Plant Analysis, 1995, Vol.

26, N 5/6, p.703- 139. Mortvedt J.J. Cadmium levels in soils and plants from some long-term soil fertility experiments in the United States of America.; J. Environ. Qual., 1987, 16(2), p. 137-198.

140. Nikitin S., Kung L. Jr. Microbial inoculation of low moisture alfalfa silage.// J.

Dairy Sc., 1988, T. 70, № 10, p. 2069-2077.

141. Pecher A.; Anders L.; Bertz M. Schwermetallgehalte landwirtschaftlich genutzter Boden im Land Brandenburg. Schr.-R./ Verb.Dt.Landw. Unters. Forsch.Anst.-Darmstard, 1995; №40,p. 663- 142. Putham S., Houck C., Gallier W. Thomas utilization of sewage sludges.// Civ.

Eng. (USA), 1989, N 3, p. 60-62.

143. Quinche J.P. Le cadmium des grains de cereales cultivees en Suisse romande et au Tessin/ Rev. suisse Agr., 1995; vol.27. №1. P. 23- 144. Rauta C et. al. Unele aspecte privind evolutia poluapii solurilor agricole in Romania. Agrochim. Bucuresti, 1989, tom. 49, p. 272.

145. Short J.J. An examination of various soil excavation techniques of herbicideorange contamination at the Naval construction Battalion Center, Gulfport, Mississippi// Contaminated soil. 1988. V.1. 901- 146. Shuman L.M. Zinc, manganese and cupper in soil fractions./ Soil Sci., 127 (1), 10, 147. Shuman L.M. Fractionation method for soil microelement.// Soil Science, 1985, 140, p.11-22.

148. Sposito G., Lund L.J., Chang A.C. Trace metal chemistry in arid-zone field soils amended with sewage sludge. I. Fractionation of Ni, Cu, Zn, Cd, and Pb in solid phases.// Soil Sci. Soc. Am. J. 46, 1982, p. 260-264.

149. Stover R.C., Sommers L.E., Silviera D.J. Evalution of metals in wastewater sludge.; J. Water Pollut. Control Fed., 1976, 48, p. 2165-2175.

150. Stumm W., Morgan J.J. An introduction emphasizing chemical equilibria in natural waters. 2nd ed., Aquatic Chemistry, 1981.

151. Taylor R.W., Xiu H., Mehadi A.A., Shuford J.W., Tadesse W.// Fractionation of residual cadmium, copper, nickel, lead and zinc in previously sludge-amended soil.

Communic. In Soil Sc. Plant Analysis, 1995, Vol. 26, N 13/14, p. 2193-2204.

152. Tsadilas C.D., Matsi T., Barbayannis N., Dimoyiannis D. Influence of sewage application of havy metal fractions.// Communic. In Soil Sc. Plant Analysis, 1995, Vol. 26, N 15/16, p. 2603-2619.

153. Ure A.M., Quevauviller Ph, Muntau H. Griepink B. Speciation of heavy metals in soils and sediments. An account of the improvement and harmonization of extraction techniques undertaken under the auspices of the BSR (Community Bureau of Reference) of the commission of European communities.// Intern. J. Environ. Anal.

Chem. 1993, 51, p. 135-151.

154. Wen G., Bates T.E., Voroney R.P., Winter J.P., Schellenbert M.P. Comparison of phosphorus availability with application of sewage sludge, sludge compost and manure compost.//Communic in Soil Sc. Plant Analysis, 1997, Vol. 28, № 17/18, p.

1481-1497.

155. Wilke B.M. Kombinationswirkungen von Blei, Cadmium und Zink auf die Dehydrogenaseaktiviat von Boden. Mitt. Dt. Bodenkundl. Ges., Gottigen, 1991, Bd.

66, H.1, p. 587-590.

156. Witter E., Giller K.E., McGrath S.P., Long-term effects of metal contamination on soil microorganisms.// Soil Biol. Biochem., 1994, Vol. 26, N 3, p. 421-422.

157. Zeien H., Brummer G.W. Ermittlung der mobilitaet und bindungsformen von schwermetallen in boeden mittels sequentieller extraktionen.// Mitt. Dtsch.

Bodenkundi Gesellsch., 1991, 66, 1, p. 439-442.

159. Zimdahl R.L. Weed science in sustainable agriculture.// Am.J.alternative Agr., 1995; Vol.10,N 3, - P. 138- Динамика агрохимических показателей в почве полевого опыта, 1998-2000 гг.