Экологическая оценка устойчивости агроэкосистем к техногенному загрязнению на примере рязанской области
На правах рукописи
Кондрашова Юлия Александровна
«ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА УСТОЙЧИВОСТИ АГРОЭКОСИСТЕМ К
ТЕХНОГЕННОМУ
ЗАГРЯЗНЕНИЮ НА ПРИМЕРЕ РЯЗАНСКОЙ ОБЛАСТИ»
Специальность 03.02.08 – Экология
АВТОРЕФЕРАТ
диссертации на соискание ученой степени
кандидата биологических наук
Рязань - 2010
Работа выполнена в ФГОУ ВПО Рязанском государственном агротехнологи ческом университете имени П.А. Костычева
Научный руководитель: доктор сельскохозяйственных наук, профессор Мажайский Юрий Анатольевич
Официальные оппоненты: доктор биологических наук, профессор Мосина Людмила Владимировна кандидат сельскохозяйственных наук, старший преподаватель Гусева Татьяна Михайловна
Ведущая организация: ГУ Рязанский Научно-исследовательский и проектно технологический институт АПК Россельхозака демии
Защита диссертации состоится «30» июня 2010 г. в 16 час 00 мин на за седании диссертационного совета Д 220.043.03 при Российском государствен ном аграрном университете – МСХА имени К.А. Тимирязева.
Адрес: 127550, Москва, ул. Тимирязевская, 49. Ученый совет РГАУ– МСХА имени К.А. Тимирязева.
С диссертацией можно ознакомиться в Центральной научной библиотеке Российского государственного аграрного университета – МСХА имени К.А. Тимирязева
Автореферат разослан «28» мая 2010 г.
и размещен на сайте университета www.timacad.ru
Ученый секретарь диссертационного совета, кандидат биологических наук О.В. Селицкая
ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ
Актуальность исследований. Антропогенное воздействие на мелиорируемые ландшафты, заключающееся в химическом загрязнении отходами, выбросами, сточными водами промышленного и сельскохозяйственного производства при обрело глобальный характер, прогрессирует и требует необходимых мер защи ты почвы, воды и растительности.
Устойчивость экосистем сохраняется в том случае, когда не нарушаются её долговременные функции: продуктивность, биоразнообразие.
Существуют два основных подхода: один из них традиционный, основан ный на гигиеническом нормировании с использованием норм ПДК, которые обычно применяются при оценках качества урожая. Другой подход, широко используемый в настоящее время при реализации ряда конвенций ООН, осно ван на концепциях критических нагрузок.
Совместное использование данных двух подходов при экологических оценках является актуальной задачей, особенно в центральном регионе России, где уровень техногенного воздействия на природные и сельскохозяйственные экосистемы весьма высок.
Цель исследований – заключалась в экологической оценке поступления приоритетных загрязняющих веществ в сельскохозяйственные и фоновые эко системы Рязанской области и разработке экологически обоснованных предло жений по снижению возможных неблагоприятных эффектов загрязнения, в том числе средствами комплекса техногенных мелиораций.
Для реализации указанной цели были поставлены следующие задачи:
• изучить и проанализировать результаты проведенных ранее исследо ваний форм нахождения токсикантов (в первую очередь ТМ) в при родных средах, процессов их миграции и трансформации в ландшаф тах;
• определить спектр приоритетных загрязняющих веществ на основе материалов эколого-мелиоративного обследования территории Рязан ской области и ландшафтно-геохимической оценки зоны воздействия Рязанской ГРЭС;
• проанализировать процессы миграции ТМ в ландшафтах в модельных экспериментах, показать специфику различных элементов;
• дать экспериментальное обоснование совокупности мелиоративных мероприятий, направленных на реабилитацию техногенно загрязнен ных почв, рост экономической эффективности сельскохозяйственного производства и рост геохимической устойчивости агроэкосистем, с у четом природной специфики Рязанского региона.
• оценить эколого-геохимическую устойчивость природно антропогенных экосистем к выпадениям соединения азота на основе методологии критических нагрузок и возможную трансформацию данной устойчивости под влиянием сельскохозяйственного производ ства.
Научная новизна работы заключается в обосновании набора приоритет ных загрязняющих веществ, специфичных для Рязанского региона в соответст вии со сложившимся уровнем техногенного воздействия и геохимической спе циализацией промышленности, выявлении пространственных закономерностей эколого-геохимической устойчивости агроэкосистем различных типов, а также в теоретическом обосновании и разработке эколого-экономически оптимальных агромелиоративных мероприятий, способствующих и получению экологически чистой продукции.
Основные положения, выносимые на защиту:
• научно-методические подходы к оценке устойчивости природных и сельскохозяйственных экосистем к техногенному загрязнению на ос нове гигиенического и экологического нормирования;
• закономерности накопления загрязняющих веществ агроландшафтах Рязанского региона и процессов их геохимической трансформации;
• эколого-экономическое обоснование мелиоративных мероприятий по повышению геохимической устойчивости техногенно загрязненных агроэкосистем.
• пространственные закономерности устойчивости почв и экосистем в целом к поступлению загрязняющих веществ в ландшафтных условиях Центра России.
Практическая значимость полученных результатов состоит в том, что они нашли востребование в проектной и эксплуатационной деятельности про изводственных организаций. Основные результаты исследований вошли в практические рекомендации производству (Рекомендации по проведению эко лого-мелиоративных мероприятий рекультивации техногенно загрязненных и деградированных культурных ландшафтов) и внедряются рядом хозяйств Пронского района Рязанской области, на территории которого находится Ря занская ГРЭС, а также на мелиоративных объектах системы «Рязаньмелиовод хоз».
Апробация работы. Основные результаты диссертационной работы до ложены, обсуждены и одобрены на международных, всероссийских и отрасле вых конференциях и совещаниях: «Проблемы мелиорации водохозяйственного строительства и обустройства сельских территорий на современном этапе»
(Горки, Беларусь, 2001);
«Ресурсосберегающие и энергоэффективные техноло гии и техника в орошаемом земледелии» (Коломна, ООО «Инлайт», 2003);
«Экологическое состояние природной среды и научно-практические современ ные мелиоративные технологии» (Рязань, 2004);
«Экологическое состояние природной среды и научно-практические современные мелиоративные техно логии» выпуск 2 (Рязань, 2006);
«Журнал для ученых, специалистов и практи ков «Плодородие» - № 1(46)2009;
«Современные энерго- и ресурсосберегаю щие, экологически устойчивые технологии и системы сельскохозяйственного производства» (Рязань, 2009).
Объем и структура работы. Диссертация состоит из введения, 6 глав, заключения и выводов, изложенных на 140 страницах. Библиография включает 170 источников, в том числе 11 на иностранных языках. Работа содержит 20 ри сунков, 32 таблицы.
СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ
В первой главе «Проблема техногенного загрязнения агроландшафтов и возможные пути ее решения» дана общая характеристика поведения техноген ных загрязняющих веществ в природной среде с учетом влияния сельхозпроиз водства.
Анализируются процессы миграции и трансформации техногенных ТМ в системе атмосферные выпадения - почва - растения - природные воды, изуче нию которых посвящены работы Черникова В.А., Милащенко Н.З., Соколова О.А., Брайсона Т., В.В. Добровольского, А.И. Перельмана, М.А. Глазовской, В.Б.
Ильина, Ю.В. Алексеева, В.П. Учватова, Н.А. Черных, П.В. Елпатьевского, Н.С.
Касимова, Б.Н. Золотаревой и др. Отмечена значительная роль природной структуры территории в трансформации атмотехногенного потока загрязняю щих веществ. Рассмотрены основные методы нормирования техногенного воз действия, использованные при эколого-геохимической оценке района исследо ваний.
Во второй главе «Объекты и методы исследований» рассмотрены этапы и методика изучения экологического состояния агроландшафтов Рязанского ре гиона, в основе которого лежало их покомпонентное исследование. При этом изученные ландшафтные компоненты (атмосферные осадки, почвы, природные воды, сельскохозяйственная и дикорастущая растительность) рассматривались в качестве объектов исследования. Ландшафт рассматривался как единая сис тема взаимосвязанных компонентов, отслеживалась цепь миграции ЗВ от ис точника выбросов через атмосферу, почвенно-растительный покров в грунто вые воды и поверхностные водоисточники.
Использовались стандартные методы пробоотбора, определения содер жания в образцах загрязняющих веществ и математической обработки данных, а также использовались при составлении ландшафтно-геохимических карт. В ходе обработки данных были проведены регрессионный, корреляционный, ва риационный анализы в соответствии с имеющимися в литературе рекоменда циями (Е.А. Дмитриев, 1972;
Н. Дрейпер, Г. Смит, 1973;
И.В. Михеева, 1997) (в частности, ГОСТ 17.4.4.20.-84, методика ЦИНАО по атомно-абсорбционному методу определения концентрации элементов и т.д.). Изложена также мето дика постановки полевого эксперимента и лабораторного опыта в вегетацион ных сосудах, в которых моделировалось техногенное загрязнение путем искус ственного внесения в почвы солей ТМ.
В третьей главе «Результаты полевых исследований экологического состояния агроландшафтов Рязанской области и его изменений под влиянием мелиора тивных мероприятий» анализируются результаты проведенного почвенно экологического обследования почв агроландшафтов Рязанского района. Дана оценка региональных особенностей техногенеза с выявлением наиболее про блемных территорий и наиболее экологически существенных факторов загряз нения.
Проведено рекогносцировочное обследование основных почв сельхозуго дий Рязанской области на накопление различных ТМ. Обследованием охвачены все почвенно-климатические регионы с удалением особого внимания почвам мелиоративных объектов. Установлено, что роль природных факторов (таких, как емкость поглощающего комплекса) и техногенного загрязнения сопостави ма по значимости, что показано на примере данных по Рязанскому району:
большинство ТМ накапливаются в тяжелосуглинистых пойменных почвах хо зяйств, непосредственно примыкающих к промышленному комплексу Рязани («Овощевод», «Московское»), тогда как в легких супесчаных почвах ОПХ «Полково» в 25 км от города накопление отсутствует.
Имеется недостаток данных о динамике экологического состояния ме лиоративных систем в процессе их эксплуатации. В связи с этим в 1992- годах нами было проведено изучение накопления тяжелых металлов в пахот ных слоях почвы трех мелиоративных систем – «Алешенка» (темно-серая лес ная почва), «Мостовье» (выщелоченный чернозем) и «Батьки» (дерново подзолистые почвы).
Как показано в табл. 1, на высокоплодородных черноземных и темно серых лесных почвах произошло снижение содержания Мn, Cu, Mo и токсикан та Pb на орошаемых землях по сравнению с богарными. На низкоплодородных кислых дерново-подзолистых супесчаных почвах мелиоративной системы «Батьки», после невыполнения проектного окультуривания, плодородие снизи лось по сравнению с аналогичными богарными землями. Поэтому вынос ТМ с урожаем был незначительный, на фоне высокого уровня поступления в процес се периодического затопления загрязненными водами водоприемника. В связи с этим произошло накопление таких элементов, как Zn, Cu, Mo, Mn. Таким обра зом, орошение полей с высоким потенциальным плодородием не оказывает значительного влияния на опережающее накопление тяжелых металлов и мик роэлементов в почвах.
Оценка техногенного вклада в атмосферные выпадения ТМ осуществля лась путем анализа соответствующих кривых распределения.
Было установлено, что ярко выраженными аномалиями распределения отличаются величины выпадений Pb и Cd, что характеризует их как типичные техногенные элементы (рис. 1).
Таблица 1. Валовое содержание тяжелых металлов и микроэлементов в почвах хозяйств Рязанского района, мг/кг Рязан Клар Эле АОЗТ ТОО АОЗТ ОПХ ский Учхоз ТОО к мен «Москов- «Овоще- «Забо- «Полко- совхоз- «Стень- «Пригород ты ское» вод» рье» во» техни- кино» ное»
ОДК кум 1 2 3 4 5 6 7 8 50* 30–300 50–300 50–300 10–30 20–150 60–80 20– 55, Zn 148 150 117 21 59 74 20* 8–100 10–100 10–100 10–80 30–100 15–50 12– Cu 33,66 59 57 69 54 76 32 10* 10–50 10–50 20–50 8–20 8–50 15–45 20– Pb 32,65 30 27 28 10 24 28 2–10 0,5–1,5 0,6–1 0,5–3 1– Mo 2* 0,5 Не опр.
6 0,8 0,9 1,3 1, 520– 1100– 100–1200 500–2000 450–600 300– Mn 850* 2000 1600 Не опр.
675 1966 525 1130 30–50 30–50 40–50 12–24 22–38 26– B 25 Не опр.
48 42 45 18 28 3–20 8–20 2–10 2–3 2–20 2–10 10– Co 8* 11 12 6 2,4 6,8 8 Cr 200* 30–150 50–150 30–80 80–150 50–200 85–154 80– 70 82 55 115 119 117 Ni 40* 7–50 10–50 3–20 3–20 8–40 59–72 30– 40,80 34 31 12 10 17 65 V 90 80–300 150–300 140–210 20–60 50–300 60–88 Не опр.
275 220 200 40 143 Sn 2,5 2–10 3–10 5–6 2–3 2–8 1–2,5 Не опр.
6,2 7,4 5,4 2,6 5,7 2, Pb Cd Cu Zn 9 к ол-во проб, ш т кол-во проб, шт кол-во проб, шт кол-во проб, шт 27 33 38 44 49 5 0 5 0 5 - - Р, г/кв.км*год Р, г/кв.км*год Р, г/кв.км*год Р, г/кв.км*год Рис. 1. Кривые распределения величин атмосферных выпадений ТМ (Р) в зоне воздействия РГРЭС (по данным ц р снегосъемок 1999–2003 гг.) у ц фр У словны е обозначения:
Зоны аном альны х концентраций:
C u ( 2 0 м г\к г ) Z n ( 2 0 0 м г \к г) P b ( 6 5 м г \к г ) C d ( 2 м г \к г ) Т ер рито ри и, гд е отм ечаю тся наибольш ие концентрации в пы левы падениях:
- м е д и ( 3 м г \к г ) - к а д м и я ( 4, м г \к г ) Рис. 2. Максимумы концентраций ТМ в атмосферных аэрозолях, аккумулиро ванных снежным покровом, в сопоставлении со среднегодовой розой ветров зимнего периода.
В дальнейшем определялась территориальная приуроченность аномалий.
Выявлено, что зона максимума поставки атмотехногенных ТМ (обычно преры вистая, что обусловлено значительной высотой дымовых труб РГРЭС) протяги вается от водоразделов Среднерусской возв. через промплощадку ГРЭС по на правлению преобладающего переноса выбросов, что на рис. 2 показано на при мере концентрации металлов в атмосферных аэрозолях, аккумулированных снежным покровом. Это указывает на значительный рост выпадений поллютан тов под влиянием техногенных выбросов и активизацию оседания аэрозолей– носителей ТМ в местности с эрозионным рельефом.
Было установлено, что максимальной миграционной способностью в ат мосфере из всех изученных ТМ обладают свинец и кадмий, что связано с более интенсивной их возгонкой (переходом в паро-газовую фазу аэрозоля) при сжи гании топлива.
Почвенные концентрации валовых форм ТМ не достигают уровня ПДК, однако техногенный характер аномалий подтверждается в ходе вариационного анализа, причем наиболее заметные нарушения формы распределения харак терны для кадмия. В то же время, концентрации подвижных форм приоритет ных ЗВ в ряде случаев приближаются к повышенно опасному уровню и превы шают его, тогда как для Cu и Zn это не характерно (табл. 2). Данный факт ха рактеризует различия элементов по степени опасности для агроэкосистем, а также свидетельствует об активных процессах трансформации ТМ в почвах района исследований, что способно приводить к росту их подвижности и явля ется неблагоприятным.
Таблица 2. Статистические характеристики содержания ТМ в почвах зоны воз действия РГРЭС, мг/кг Валовые формы Обменные формы Сорбированные формы ТМ n min max min max X ПДК min max X ПДК X ПДК Сu 6,8 16,2 13,37 55 3,50 12,4 6,67 – 0,11 0,49 0,223 Zn 22,8 61,4 42,41 150 3,26 48,0 8,68 – 0,40 4,98 1,49 Рb 6,2 15,3 10,25 32 2,23 12,1 4,48 10 0,13 2,48 1,01 – Сd 0,19 0,42 0,326 1–3 0,12 0,40 0,25 0,5 0,04 0,21 0,104 – При этом коэффициент корреляции содержания Pb в почве с величинами его атмосферной поставки r=+0,68, а содержание в почвах кадмия на 62% опре деляется поступлением из атмосферы его нерастворимых форм, влияние других факторов незначимо. Корреляционный анализ показал также, что атмосферные выпадения способствуют росту сорбированных форм Рb и Cd (r до 0,75 и 0, соответственно), но не сказываются на концентрации их обменных соединений, запасы которых формируются под влиянием иных факторов;
под влиянием твердофазных выпадений возрастает и варьирование почвенных концентраций данных элементов (значения r в зоне основного переноса выбросов превышают 0,5 и значимы при р=95%);
подвижность и вариабельность Сu и Zn не проявля ет связи с техногенезом.
Сельскохозяйственное освоение земель существенно активизирует ми грацию ТМ, что, в частности, приводит к усилению выноса их мобильных форм из пахотных почв (табл. 3). По нашему мнению, это обусловлено интенсивной трансформацией гумуса на пашне, что приводит к формированию низкомоле кулярных органоминеральных комплексов ТМ. Рост подвижности металлов, особенно приоритетных ЗВ, следует признать неблагоприятным процессом, т.к.
это влечет за собой загрязнение природных вод и может увеличивать доступ ность ТМ для растительности.
Таблица 3. Отношение запасов подвижных форм ТМ в почвах сельхозугодий к величине запасов во всех обследованных почвах зоны воздействия РГРЭС Формы Cu Zn Pb Cd Сорбированные 95% 82% 90% 98% Обменные 79% 68% 73% 84% В ходе полевого обследования было также установлено, что высо комолекулярные продукты разложения органики (последействие навоза сразу после его внесения, 1999 г) снижают биопоглощение ТМ, а низкомолекулярные (по- следействие навоза на третий год после внесения, 2001 г) – наоборот, акти визируют, т.к. являются доступными растениям (рис. 3). Таким образом, мигра ция ТМ в почвенном покрове интенсивна, связана с преобразованием органиче ских веществ (в т.ч. гумуса) и может сопровождаться загрязнением фитомассы.
По результатам полевых исследований свинец и кадмий были признаны при оритетными загрязнителями ландшафтов зоны воздействия РГРЭС;
в ходе экс периментальных исследований более детально изучено влияние данных двух элементов на региональные агроэкосистемы.
а) 1999, кукуруза б) 2001, пшеница (зерно) 1 т. 34 т. т. 35 т. 0,5 0 Cu Zn Pb Cd Cu Zn Pb Cd Рис. 3. Динамика поглощения ТМ сельскохозяйственными культурами в связи с применением органических удобрений В четвертой главе «Экспериментальная оценка экологической эффектив ности различных агромелиоративных приемов при высоком уровне загрязнения корнеобитаемого слоя почвы» с целью оценки экологических эффектов внесе ния органических удобрений и различных режимов орошения в условиях за грязнения пахотного горизонта почвы тяжелыми металлами нами были прове дены экспериментальные исследования с использованием вегетационных сосу дов, снабженных приспособлениями для сбора почвенных вод. Опытные сосу ды представляли собой емкости из химически инертного материала (полиэти лен), площадью 350 см2 и высотой 20 см, заполненные темно-серой лесной тя желосуглинистой почвой, отобранной в Пронском районе Рязанской области (на территории АОЗТ «Малинищи») и геохимически идентичной почвенным разностям, преобладающим в зоне воздействия Рязанской ГРЭС.
Образцы почвы отбирались из пахотного слоя сельхозугодий;
перед по мещением в вегетационные сосуды почва подвергалась перемешиванию и про сеиванию через сито с ячейками 3 мм. Одновременно с заполнением сосудов в почву равномерно вносились тяжелые металлы в форме растворов химически чистых солей. В опыте были использованы соединения Pb и Cd (табл. 4.) В каждый из сосудов, независимо от вариантов опыта, внесено идентич ное количество ТМ. Внесение в сосуды удобрений и хммелиорантов произво дилось через 7 дней после внесения металлов, после того, как ТМ достаточно полно провзаимодействовали с ППК. Было проведено два основных варианта опыта, в которых в качестве удобрений использовался навоз КРС из расчета 100 т/га, а во втором варианте – вместе с навозом вносилась известняковая му ка, доза которой рассчитывалась исходя из агрохимически обоснованного для соответствующих почв уровня внесения 6 т/га. Вышеуказанные дозы определя лись на основании рекомендаций В.Б. Ильина (1995а), И.А. Шильникова и др.
(1994). Кроме того, имелись 2 контрольных варианта. Общая схема опыта пред ставлена в таблице 4.
Таблица 4. Схема вегетационного эксперимента Моделирование Внесение ТМ агромелиоративных прие мов Доза, Форма внесе Варианты мг металла на со ния Навоз КРС, Известь, суд г/сосуд г/сосуд Pb Pb Cd Cd а Pb(CH3COO)2.3H2O 1 б 350 – в CdSO4.8H2O а 2 б 350 4200 2, в Контроль+ТМ – – (К-1) Контроль чистый – – – – – – (К-2) Как результат вышеуказанного мероприятия, концентрация свинца в поч ве вегетационных сосудов достигла 504 мг/кг, а кадмия – 2,73 мг/кг при исход ной соответственно 9,8 и 0,26 мг/кг, причем, согласно данным В.Ф. Евтюхина (1998) об уровне содержания ТМ в удобрениях и известковых материалах, при меняемых в сельхозпредприятиях региона, количеством металлов, содержав шихся в качестве примесей в навозе и извести, можно пренебречь (менее 1% от количества, внесенного в форме солей).
В дальнейшем проводилось влагонасыщение почвы в вегетационных со судах до уровня наименьшей влагоемкости и далее – посев опытной культуры – вико-овсяной травосмеси. Выбор культуры обоснован в первую очередь ее ши рокой распространенностью в агроландшафтах в условиях молочно-мясной специализации животноводства региона. Уборка биомассы проводилась через 128 дней, когда растения овса достигли стадии молочно-восковой спелости, а вики – начала завязывания бобов. Образцы травосмеси высушивались до воз душно-сухого состояния, после чего анализировались на накопление ТМ;
раз дельный анализ бобовых и злаковых не проводился.
Исследования в каждом из 2 вариантов опыта проводились по трем направле ниям: а) без орошения, когда полив моделировал естественные зонально региональные условия увлажнения вегетационного периода;
б) в условиях орошения;
в) при фактическом переувлажнении.
Два контрольных варианта – К1 (с внесением ТМ в тех же дозах, что и в ва риантах 1 и 2, но без агромелиоративных мероприятий) и К2 (абсолютный кон троль: без применения удобрений, мелиорантов и без внесения ТМ) предусмат ривали лишь еженедельный «фоновый» полив. Повторность всех вариантов опыта была трехкратной.
Суммарный вынос некоторых элементов с почвенными водами оказался выше во 2-ом варианте (для Cu – в 1,82 раза, для Pb – в 2,13 раза), что явилось результатом значительного роста их концентраций (особенно в варианте 2б).
Для Cd и Zn отмечена полностью противоположная закономерность – их вынос во 2-м варианте по сравнению с первым оказался ниже соответственно в 1,23 и 1,86 раз (табл. 5).
Примечателен рост миграционной способности во 2-м варианте опыта (с применением извести и навоза) и меди, и свинца (несмотря на то, что загрязне ние почвы медью не моделировалось). При этом средняя концентрация Cu в ва рианте 2б по сравнению с первым вариантом опыта возросла в 2,2, а Pb – в 9, раза, а крайние значения достигли соответственно 20,4 и 120,2 мкг/л. Таким об разом, совместное внесение в почву извести и навоза КРС активизирует водную миграцию ТМ, тяготеющих к почвенной органике, в первую очередь Cu и Pb.
Характерно, что концентрация Zn и Cd в почвенной воде в варианте 2б также была повышенной, но это не привело к сколь-нибудь заметному росту суммар ного выноса по сравнению с вариантом 2в, в отличие от Cu и Pb.
Проведенный нами корреляционный анализ подтвердил, что ведущим фактором водной миграции ТМ является не уровень их содержания в почве, а геохимическая специфика. Так, налицо корреляция концентраций в лизиметри ческих водах элементов-аналогов: Cu и Pb (r=+0,81), Zn и Cd (r=+0,65);
а связь динамики концентраций Pb и Cd, соли которых совместно вносились в почвы опытных сосудов, заметно слабее (r=+0,56 и значим при уровне доверительной вероятности 0,90).
Таблица 5. Миграция ТМ с почвенными водами по вариантам опыта в сравне нии с гидрогеохимическим фоном центра России и гигиеническими нормати вами Pb Cd Cu Zn Вариант, фон 1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 б 5,7 37% 8,82 0,9 29% 1,12 5,7 47% 6,38 69,6 67% 87, в 5,8 50% 12,18 0,97 16% 2,06 6,4 41% 12,12 40,3 17% 84, б 53,2 109% 43,88 1,23 43% 1,34 14,6 46% 20,0 54,3 56% 47, в 5,7 29% 7,8 1,0 26% 1,24 6,6 43% 8,17 39,5 58% 44, Грунтовые воды бас 0,5–1,0 0,05–0,1 3–5 10– сейна Волги, мкг/л* Воды малых рек, под верженных 2–5,3 0,4–0,7 6–8 25– сельскохозяйственному воздействию, мкг/л* ПДКс/б 30 1 1000 Транслокация ТМ в фитомассу характеризует данные таблица 6 рисунок 4. Как свидетельствуют полученные результаты, концентрация ТМ в фитомассе в условиях модельного опыта существенно отличается от величин, наблюдае мых в агроландшафтах, что объясняется спецификой развития растений в усло виях лаборатории. Однако и в данном случае геохимические аналоги – Cu и Pb, Zn и Cd – ведут себя сходно. Обращает на себя внимание высокий уровень со держания Cd – на порядок выше, чем в полевых условиях, и в несколько раз выше ПДК, в том числе и в варианте К-2. По-видимому, аналогичные агроме лиоративные приемы в полевых условиях не будут сопровождаться столь высо кой транслокацией Cd.
Концентрация Pb на контроле (вариант К-2) оказалась весьма близкой к величине, зафиксированной в естественных условиях, тогда как во всех иных вариантах опыта она была в 3–6 раз выше. Особенно высоким оказалось нако пление Pb в фитомассе в варианте К-1 при отсутствии применения удобрений и химмелиорантов, а также – 1в (применение навоза в условиях переувлажнения) и 2б (навоз + известь в условиях орошения).
Таким образом, транслокация Pb в фитомассу возрастала параллельно росту его гидрохимической подвижности, о чем свидетельствуют и результаты корреляционного анализа (парный коэффициент корреляции содержания Pb в лизиметрических водах и растительности в 1-м варианте составил +0,68, а во 2 м – +0,60). Полученные данные позволяют сделать важный вывод о том, что внесение органических удобрений, иммобилизуя ТМ, предотвращает их вод ную миграцию, но при неправильном орошении не способно снизить доступ ность их для растений, о чем свидетельствует высокое накопление Pb в вариан те 1в (переувлажнение).
Таблица 6. Содержание ТМ в фитомассе вико-овсяной травосмеси по вариан там опыта в сравнении с данными по зоне воздействия Рязанской ГРЭС и ги гиеническими нормативами (мг/кг воздушно-сухой фитомассы) Вариант, ПДК Cu Zn Pb Cd 1а 2,93 25,18 10,78 1, 1б 2,73 23,27 8,40 1, 1в 5,44 26,14 12,33 1, 2а 3,96 17,73 8,33 1, 2б 3,81 20,52 11,11 0, 2в 3,89 17,67 6,67 1, К-1 3,0 31,17 11,23 1, К-2 8,88 45,58 2,15 0, Зона воздействия РГРЭС 4,5 22,9 2,20 0, (кормовые травосмеси) ПДК 30 50 5 0, 50 Pb 45 1, Cu 40 1, Zn Cu, Zn, Pb, / 35 1, Cd 30 1, Cd, / 25 20 0, 15 0, 10 0, 5 0, 0 1 1 1 2 2 2 -1 - Рис. 4. Динамика концентраций ТМ в фитомассе вико-овсяной травосмеси по вариантам опыта Агрономически обоснованное орошение, напротив, снижает транслока цию Pb на 23-32% (вариант 1б в сравнении с 1а и 1в). Следовательно, экологи чески неблагоприятны как переполив, так и недостаточное увлажнение, а оро шение может служить средством оптимизации загрязненных агроландшафтов.
Однако подобную роль оно не способно играть в условиях совместного внесе ния навоза и извести (вариант 2б), чего, как показано выше, на загрязненных ТМ почвах следует избегать. В последнем случае происходит общий рост ми грации ТМ, связанных с органикой, в первую очередь Pb.
Для оценки режима увлажнения на транслокацию ТМ был проведен дис персионный анализ, результаты которого содержаться в табл. 7. Показано, что для Pb и Cd в 1-м варианте влияние водного режима почвы на их концентрацию в растениях не значимо при р=0,95 и даже при р=0,90 (вследствие высокой внутригрупповой дисперсии, особенно в варианте 1б с орошением);
причем фактор увлажнения определяет накопление Pb растительностью лишь на 20%, а более подвижного Cd – на 5%. Для 2-го варианта рассчитаны существенно иные зависимости: роль фактора увлажнения увеличивается для Pb до 83%, для Cd несколько менее – до 44% (значим при р=0,90);
внутригрупповая дисперсия в варианте 2б была уже, наоборот, невысокой. В отношении Cu и Zn законо мерности менее определенны, они здесь не анализируются. На наш взгляд, рост зависимости транслокации ТМ от характеристик водного режима является не гативной тенденцией, свидетельствующей об ослаблении иных механизмов, сдерживающих поступление ТМ в растения. При этом характерно, что при вне сении в почву органического удобрения без извести такие механизмы сохраня ются.
Таблица 7. Результаты дисперсионного анализа для накопления ТМ кормовой травосмесью Свинец Кадмий Варианты 2 Х rw Х rw а 10,8 2,98 1,86 0, б 8,4 12,2 1,60 0, 1 0,25 0,2 0,37 0, в 12,3 5,2 1,54 0, а 8,3 0,88 1,97 0, б 11,1 0,07 0,004 0,83 0,84 0,033 0,10 0, в 6,67 1,97 1,15 0, Резюмируя вышеизложенное, следует подчеркнуть, что смоделированный уровень загрязнения почв Pb и Сd является столь значительным, что в подоб ных условиях реабилитировать агроландшафт средствами только комплексных мелиораций невозможно. При этом, благодаря высокой сорбционной емкости тёмно-серых лесных почв и органических удобрений (в случае, если одновре менно с их внесением не проводится известкование), возможно снизить водную миграцию данных ТМ, но предотвратить сверхнормативное накопление в фи томассе в условиях лабораторного эксперимента не удалось. Выявлено, что наиболее оптимальным способом снижения миграции ТМ является внесение повышенных доз навоза КРС с последующим орошением (вариант 1б, табл. 7).
Однако осуществить данное снижение до экологически приемлемых величин возможно при более низкой почвенной концентрации ТМ. При содержании в почве Pb на уровне нескольких сотен мг/кг и Cd в несколько раз выше ПДК, очевидно, следует относить территорию к категории «не сельскохозяйственно го использования».
Таким образом, полученные в ходе экспериментальных исследований данные позволили наметить путь оптимизации землепользования и ориентиро вочно установить верхнюю планку почвенных концентраций ТМ, выше кото рой реабилитация агроландшафта мелиоративными методами нецелесообразна.
Результаты биометрических наблюдений (таблица 8) свидетельствуют о том, что минимальная урожайность отмечена в варианте К – 1 (только внесение ТМ), не благоприятный вариант 2 б – навоз + известь + орошение, а самый лучший агромелиоративный прием 1 б внесение навоза и орошение.
Таблица 8. Результаты биометрических наблюдений Вариант Длина побегов, см Зерен в колоске метелки (на 1 растение) а 38,9 (36–41) 3,3 (3–4) 1 б 38,3 (39–40) 4,67 (4–5) в 40,0 (32–53) 1,80 (0–4) а 45,3 (38–51) 3,0 (2–4) 2 б 48,2 (45–54) 1,83 (0–4) в 38,3 (32–49) 0,67 (0–2) К-1 39,0 (33–42) Отс.
К-2 56,0 (49–63) 4,5 (3–6) В пятой главе Результаты полевых экспериментальных исследований способов оптимизации агроландшафтов средствами комплексных мелиораций в условиях техногенного загрязнения и оценка их экономической эффективности обсуждаются результаты полевого опыта, заложенного в мае 2003 г. на землях АОЗТ «Малинищи» Пронского района Рязанской области. Уровни внесения металлов в почву рассчитаны на основании данных полевых исследований их техногенного потока в зоне воздействия РГРЭС. Разработано 5 вариантов опы та, моделировавших различные агромелиоративные приемы (табл. 9). Как сви детельствуют полученные данные (рис. 5 и 6), наибольшей концентрации Pb и Cd достигали при орошении без применения навоза и химмелиорантов как средств иммобилизации ТМ (V вариант). Применение извести и минеральных удобрений позволяло снизить общий уровень биопоглощения ТМ в фитомассу (в частности, под влиянием "эффекта разбавления"), но избежать превышения ПДК, тем не менее, не удалось. Причина – повышение геохимической подвиж ности ТМ в почве. Наиболее экологически оптимальный уровень концентраций ТМ достигался при внесении навоза КРС (из расчета 100 т/га), что свидетельствует о приоритетности проблемы улучшения гумусного состоя ния пахотных почв в целях снижения миграции токсикантов.
Таблица 9. Схема полевого опыта Концентрация ТМ в Уровень Доза внесения ТМ* 0-20 см слое почвы после элемента, г/м загрязнения внесения солей, мг/кг Рb 13,5 Cd 0,14 0, Рb 26,9 113, Cd 0,28 0, Рb 40,4 165, Cd 0,42 1, ПДК, Рb 32, мг/кг почвы Cd 1, *Примечание: свинец вносился в форме Pb(CH3COO)2 *3H2O;
кадмий – в форме CdSO4 *8H2O Рис. 5 Концентрация свинца в вико-овсяной травосмеси по результатам полевого пдк эксперимента Pb, мг/кг I II III IV V контроль варианты Рис. 6. Концентрация кад 1, мия в вико-овсяной тра 1, восмеси по результатам 1 пдк полевого эксперимента 0, Cd, мг/кг 0, 0, 0, I II III IV V контроль варианты Под влиянием агромелиоративных мероприятий и различного уровня внесения ТМ изменялась также урожайность кормовых трав (рис. 7). В боль шинстве вариантов опыта отмечалось заметное снижение урожайности на опытных площадках по сравнению с контрольными под виянием токсикантов.
Параллельно возрастала и концентрация ТМ в фитомассе, что делало ее непри годной для скармливания сельскохозяйственным животным. Минимальное снижение урожайности под влиянием токсикантов и оптимальное соотношение количества и качества фитомассы зафиксировано в варианте I с применением навоза.
кг/кв.м сырой массы ТМ контроль I II III IV V варианты Рис. 7. Урожайность вико-овсяной травосмеси по результатам полевого опыта При этом достигался не только экологический, но и экономический эф фект.
Экономическая эффективность применения агромелиоративных меро приятий по реабилитации техногенно загрязненных земель определяется соот ношением между стоимостью получаемой сельскохозяйственной продукцией на этих участках и за тратой труда и средств, обеспечивающих производство продукции и ее количество. Расчет абсолютной экономической эффективности производится по формуле:
Эз=ЧП / К, (5.1) где Эз – экономическая эффективность затрат на оптимизацию свойств почв, руб/руб;
ЧП – чистая продукция, получаемая на данном земельном объек те за год, руб;
К – затраты на улучшение свойств почвы, руб.
В нашем случае, на варианте внесения навоза 100 т/га стоимость полу ченной продукции сена однолетних трав с одного гектара составила (урожай 9,4 т/га) 18800 руб. из расчета стоимости одной тонны 2000 руб. Стоимость за трат на улучшение свойств почвы (стоимость навоза, его внесение) составляет соответственно 11700 руб., из расчета стоимости одной тонны навоза 100 руб. и стоимости горючего и труда (3 чел.дн.) – 1700 руб.
По выше приведенной формуле получаем экономическую эффективность затрат на оптимизацию почвы, которая составляет:
Эз = 18800 / 11700 = 1,6 руб./руб.
Расчет экономической эффективности показал, что на 1 руб. затрат на прове дение рекультивации почв получается 1,6 руб. прибыли. При этом получается экологически чистая продукция (концентрация свинца в корме составит 1, мг/кг, ПДК – 5,0 мг/кг, концентрация кадмия – 0,32 мг/кг, ПДК – 1,0 мг/кг), т.е.
соответственно в 2,5 и 3 раза меньше предельно допустимых доз.
Таким образом, по полученным нами данным, приоритетным загрязните лям агроландшафтов Рязанского региона являются свинец и кадмий. При этом внесение органических удобрений в несколько повышенных дозах в сочетании с обязательной оптимизацией водно-воздушного режима почвы способно дать максимальный экологический эффект при реабилитации загрязненных Pb и Cd почв. Совместное внесение навоза и извести следует исключить, а почвы, со держащие свыше 170 мг/кг свинца и 1,2 мг/кг кадмия в условиях широколист венно-лесной зоны Рязанской области следует выводить из оборота.
В шестой главе Экосистемные закономерности критических нагрузок, предварительные результаты расчета величин критических нагрузок «пита тельного» азота на экосистемы Рязанского региона и их анализ первым этапом расчета КН – определение годовой поставки нитратного и ам монийного азота (осуществлено по данным снегосъемки 2007 года).
Средний уровень атмосферных выпадений в регионе составляет кг/км2*год при минимальных значениях 168 кг/км2*год (экосистема на перифе рии Красного болота в 20 км к северо-западу от Рязани, максимальный при близительно 8 000 кг/км2*год (сельскохозяйственное поле в одном километре к северу от с. Епихино Рязанского района);
коэффициент вариации 71 %.
Общей закономерностью распределения атмосферной поставки нитратов является её увеличение в отрицательных элементах рельефа, особенно распо ложенных вблизи крупных промышленных предприятий (пойма Оки к западу от Солотчи, балочно-долинные экосистемы в 18 км к востоку от РГРЭС, а так же экосистема западин Окско-донского водораздела). Данное накопление сле дует увязывать с внутриснежным стоком, который имеет место во время отте пелей, и является мощным фактором перераспределения атмосферных выпаде ний.
Таким образом, геохимически подчинённые местоположения являются потенциально более подверженным поступлению таких соединений как нитра ты.
Атмосферные выпадения нитратного азота в экосистемах лиственных ле сов низки и близки к минимальным значениям. В то же время хвойные и сме шанные леса отличаются более высокими выпадениями в связи с тем, что хвой ные в процессе жизнедеятельности осуществляют своеобразную самоподкорм ку питательными элементами и обогащают ими осадки. Поскольку хвоя зимой не опадает, данный процесс не приостанавливается и в холодную погоду.
Определенным исключением является крупный массив лиственного леса к северу от п. Пронск в дальнем радиусе зоны воздействия РГРЭС: уровень вы падения нитратного азота достаточно высок хотя и не максимален: кг/км2/год, что в 1,5 раза выше, чем в среднем в экосистемах лиственных лесов.
Распределение выпадений нитратов в зонах воздействия крупных предприятий является чрезвычайно характерным. В непосредственной близости от предпри ятия, как правило выпадения весьма низки и возрастают в незначительном уда лении от него, зоны сплошного максимума не образуются, выпадения достига ют наибольших величин там, где складывается комплекс благоприятных усло вий: например наветренная экспозиция склонов, наличие «фильтров» атмо сферных потоков, лесных массивов и лесополос, наложение зон воздействия соседних предприятий.
Наиболее показателен в этом отношении пример РГРЭС. По результатам проведенной нами снегосъемки, непосредственно под факелом выбросов и по направлению основного переноса (в соответствии с розой ветров зимнего пе риода – к востоку и северо-востоку) наблюдается зона пониженных выпадений 580 – 1800 кг/км2*год нитратного азота.
В результате депрессия охватывает большую территорию и наиболее выражена по направлению основного переноса выбросов, поскольку здесь максимальны как вероятность переноса, так и скорость воздушных потоков. Техногенное увеличение атмосферной поставки нитратов наблюдается на расстоянии 35- км от РГРЭС, что значительно дальше расчётного.
В северо-западном и юго-западном направлении от РГРЭС располагается так называемая ветровая тень, где вероятность переноса выбросов минимальна, а зоны максимальных концентраций нитратного азота в снеге расположены в раза ближе к предприятию - на расстоянии 18-20 км. При этом максимум выпа дения расположен на территории, где наиболее вероятно совместное влияние выбросов РГРЭС и промышленных предприятий Рязани. На западе района ис следований выпадения нитратного азота в целом достаточно низки, что наибо лее заметно в районе г. Рыбное. Таким образом, полученные нами результаты позволяют значительно уточнить традиционные подходы к анализу распро странения в атмосфере компонентов выбросов. В частности установлено, что техногенный азот обладает высокой подвижностью, что отличает его от многих других в частности тяжелых металлов. Антропогенный привнос азота широко распространяясь за пределы санитарно-защитных зон предприятий способен охватить широкие территории, в том числе фоновые экосистемы. В этой связи закономерно, что исследования выпадений форм азота должны отличатся большим территориальным охватом, а при интерпретации результатов необхо димо учитывать ресурсы устойчивости фоновых экосистем. Пространственная картина выпадения аммиачного азота (рисунок 9) в целом повторяет законо мерности, характерные для нитратного азота. В частности фиксируется мини мум атмосферных выпадений приуроченный к западному району исследований и возрастание выпадений на востоке под влиянием функционирования про мышленных территорий. Для аммония характерно перераспределение в про цессе внутри снежного стока – менее существенное в пойме Оки, но более вы раженное в западинах и овражно-балочных системах (в районе п. Старожилово и п. Ухолово).
Наблюдается повышение выпадения аммония в лесных массивах вблизи промышленных предприятий (в частности, под кронами лесополосы в 15 км к северо-востоку от РГРЭС). В отличие от нитратного азота, для аммонийного азота характерна большая зависимость концентраций в снеговой воде от типа растительности: в массивах хвойных лесов наблюдаются особенно контрастные максимумы (территория к юго-западу от Ряжска к северу от Солотчи и так да лее). В целом полученные результаты позволяют предположить, что техноген ный аммонийный азот ещё более способен к миграции в атмосфере, чем нит ратный, в результате чего контрастных техногенных максимумов аммонийного азота в осадках не возникает;
вместо них существует широкая размытая зона относительно повышенных выпадений, которая протягивается от северо западной Мещёры через Спасск, в сторону г. Ряжска и пос. Ухолова и охваты вает полукольцом основные промышленные центры района исследований на расстоянии нескольких десятков километров от них. При этом сложно разде лить техногенный вклад и природные источники аммония, поскольку данная территория приурочена одновременно и к наиболее значимым лесным масси вам (хотя включает и участки агроландшафтов).
Максимальные значения критической нагрузки группируются в центре исследуемой территории и частично на северо – западе, включая территорию г.
Рязани и ближайших окрестностей. Ареал максимальных величин критической нагрузки соответствует ареалу распространения упомянутых выше дуболипня ков с участием осиновых сообществ на серых лесных почвах. Данную террито рию можно назвать «зональной почвенно-растительной осью региона», кото рая, по нашему предположению, в условиях современного климата функциони рует наиболее эффективно и по этой причине обладает наибольшей устойчи востью к возможному химическому загрязнению (по крайней мере, к поступ лению биогенных элементов). Согласно литературным данным, в процессе Условные обозначения:
Атмосферные выпадения NO3-, т/км2*год Атмосферные выпадения NН4+, кг/км2*год 0,2 0,2-1,2 1,2-2,2 2,2-3,2 50 50-150 150-250 250- 3,2-4,2 4,2-5,2 5,2 350-450 450-550 Рисунки 8 и 9 - Атмосферные выпадения нитратной и аммонийной форм азота в центре Рязанского региона (данные 2007 г.) текущих изменений климата в наиболее выигрышных условиях оказываются сообщества широколиственных лесов, ареал которых - и ареал соответствую щих им типов почв - будут расширяться. Полученные результаты позволяют заключить, что основной вклад в биологическую иммобилизацию азота вносят мелколиственные растительные сообщества, в частности осинники осоково снытьевые «в зональной оси региона», влажные березняки юго-восточной Мещеры и периферии крупных болотных массивов, а также вторичные берез няки, развивающиеся на месте вырубок и других антропогенных нарушений зональной растительности. За мелколиственными сообществами со значитель ным отрывом следует зональная растительность севера широколиственно - лес ной зоны: дубо - липняки осоково-снытьевые.
Отправной точкой расчета критических нагрузок питательного азота яв ляется массовый баланс всего азота (N) в рассматриваемом отделе :почвы (поступ ления = приемники + удаления): Полная формула биогеохимического ба ланса азота.
Ndep+ Nfix = Nad+ Ni+ Nu+ Nde+ Neros+ Nfire+ Nvol+ Nle (1) где:
• Ndep = полное отложение N • Nfix = поступление N путем биологической фиксации • Nad = адсорбция N • Ni = долгосрочная чистая иммобилизация N в органическом веществе почвы • Nu = чистое удаление N через растительные заготовки и животных • Nde = поток N в атмосферу из-за денитрификации • Neros = потери N при эрозии • Nfire = потери N с дымом из-за пожаров • Nvol = потери N в атмосферу через улетучивание аммонийного азота • Nle = выщелачивание N ниже корневой зоны Используемые единицы – г-экв/гa/год.
• CLnut(N)=Ni+Nu+Nde+Nle (2) Определение масштабов денитрификации.
• Nde={fde*(Ndep-N - Nu) если Ndep Ni + Nu (3) 0 или Определение допустимых масштабов водного выноса из ландшафта.
• Nle = Nle(acc) /1- fde (4) Определение допустимых масштабов водной миграции в почвах.
• Nle(acc)=Q*[N]acc, (5) • где [N]acc – допустимая концентрация азота (г-экв/м3), Q – избыток осадков (м3/га/год).
Величина критической нагрузки азота лишь в незначительной степени определяется процессами его почвенной трансформации (в используемых нами терминах - величинами Ni, Ni*, Nde). Процессы, характеризуемые данными ве личинами, вносят вклад в величину критических нагрузок в размере 22-1,2%, максимально - в условиях темно-серых лесных почв и черноземов, минимально – в условиях глеево-подзолистых, песчаных и светло-серых лесных почв. Сле дует различать почвы с малым участием процессов почвенной трансформации азота и малой суммарной величиной КН (песчаные, дерново-подзолистые), и с малым участием указанных процессов, но высокой КН (глеево-подзолистые, светло-серые лесные). Первые отличаются от вторых меньшей устойчивостью к химическим воздействиям как биотического, так и почвенного блоков.
На рисунке 10 представлена картосхема динамики критических нагрузок по типам экосистем Рязанского региона. Хорошо заметна приуроченность ми нимальных значений критической нагрузки к песчаным почвам Мещёры и Ра ново-Пронского зандра;
«чернозёмному» к югу и юго-западу области присуще значение критической нагрузки, близкое к среднему для региона, аналогичные значения характерны для территорий в юго-восточной Мещере, а также в се верной Мещере по периферии верховых болот. Максимальные значения кри тической нагрузки группируются в центре исследуемой территории и частично на северо – западе, включая территорию г. Рязани и ближайших окрестностей.
Ареал максимальных величин критической нагрузки соответствует ареалу рас пространения упомянутых выше дуболипняков с участием осиновых сообществ на серых лесных почвах. Данную территорию можно назвать «зональной поч венно-растительной осью региона», которая, по нашему предположению, в ус ловиях современного климата функционирует наиболее эффективно и по этой причине обладает наибольшей устойчивостью к возможному химическому за грязнению (по крайней мере, к поступлению биогенных элементов). Согласно литературным данным, в процессе текущих изменений климата в наиболее вы игрышных условиях оказываются сообщества широколиственных лесов, ареал которых - и ареал соответствующих им типов почв - будут расширяться. По лученные результаты позволяют заключить, что основной вклад в биологиче скую иммобилизацию азота вносят мелколиственные растительные сообщества, в частности осинники осоково-снытьевые «в зональной оси региона», влажные березняки юго-восточной Мещеры и периферии крупных болотных массивов, а также вторичные березняки, развивающиеся на месте вырубок и других антро погенных нарушений зональной растительности. За мелколиственными сооб ществами со значительным отрывом следует зональная растительность севера широколиственно - лесной зоны: дубо-липняки осоково-снытьевые. Биоакку муляция азота во влажных дубравах пойм в 2 раза ниже, чем в дубравах водо разделов, в связи с меньшей эффективностью биопродукционного процесса при периодическом переувлажнении. Такой же уровень биоаккумуляции характе рен для лесостепных дубрав юга региона, но там причина иная - периодиче ский дефицит осадков. Данное обстоятельство лишний раз подтверждает как избыток, так и недостаток увлажнения, а сообщества, сходные по видовым осо бенностям, могут функционировать с интенсивностью, различающейся в не сколько раз. Минимальной биоаккумуляцией азота отличаются сообщества Мещерских лесов и болот, функционирующие в условиях переувлажнения, за исключением сообществ на глеево – подзолистых почвах, которые отличаются существенно более высоким плодородием. В несколько более выигрышном по ложении находятся искусственные сосновые насаждения, которые до достиже ния стационарного состояния (100-120-летнего возраста) представляют собой более активный аккумулятор биогенных элементов, чем зональные сосняки.
Как свидетельствуют данные рисунка 11, в настоящее время нигде не наблюда ется превышений суммарного атмосферного привноса азота над возможностя ми фоновых экосистем его трансформировать без неблагоприятных последст вий. Однако экосистемы, для которых получена разность между КН и фактиче скими выпадениями менее 10 кг/га/год, находятся в «зоне риска», и при росте объемов антропогенной эмиссии (даже до уровня начала 1990-х гг.) – при неиз менности пространственной картины атмосферной поставки – превышения там будут наблюдаться.
Рис. 10 – Результаты предварительной оценки Рис. 11 – Оценка превышений критических нагрузок «питательного» азота атмосферными выпадениями на экосистемы центра Рязанской области соединений азота расчетных величин критических нагрузок Это – сообщества зональных сосняков на автоморфных дерново подзолистых почвах (особенно – в окрестностях г. Рязани), заболоченные запа дины Окско-Донского плоскоместья, а также поймы в дальнем радиусе воздей ствия крупнейших промышленных источников азота – г. Рязани и Рязанской ГРЭС. Таким образом, картосхема рис. 11 может служить для прогнозных ландшафтно-геохимических оценок возможных последствий роста эмиссии азота и дает представление о значительной территориальной неоднородности отклика экосистем на подобный рост.
ВЫВОДЫ.
1. Изучение агроландшафтов в зоне влияния крупнейшего промышлен ного объекта региона – Рязанской ГРЭС выявило эффекты аккумуляции техно генных ТМ в различных компонентах окружающей среды. Приоритетными за грязнителями выявлены Pb и Cd, отличающиеся высокой миграционной спо собностью в ландшафтах, что приводит к возрастанию их опасности (коэффи циенты деструкционной активности Pb и Cd составили 31–105, тогда как Cu и Zn – на порядок ниже: 2,1–2,7). Активная атмосферная миграция свинца и кад мия является существенным фактором риска сверхнормативного атмотехноген ного воздействия. Это может приводить к росту концентрации Pb в осадках до 700 мкг/л, а в атмосферных аэрозолях – до 41000 мг/кг. Концентрации ряда ме таллов в природных водах изученных агроландшафтов повышены: содержание кадмия в большинстве случаев выше ПДК, а свинца – находится на уровне, ха рактерном для сильнозагрязненных вод (свыше 10 мкг\л). Возрастает подвиж ность ТМ под влиянием сельскохозяйственного освоения земель, причем фак тором возрастания является дегумификация пахотных почв.
2. В ходе экспериментальных исследований установлено, что оптималь ным агромелиоративным приемом, способствующим снизить опасность загряз нения, является применение повышенных доз органических удобрений ( т/га) совместно с орошением. При этом неблагоприятны как отсутствие ороше ния, так и фактическое переувлажнение по сравнению с вариантом с орошени ем. Совместное внесение известняковой муки и навоза, приводит к подвижно сти ТМ (в первую очередь свинец, тяготеющего к комплексообразованию с ор ганикой, но также и кадмий), что способствует падению урожайности даже при наличии орошения (в лабораторном эксперименте – в 2 раза, в полевом – на 43%). Граница между допустимым и критическим уровнями в условиях широ колиственно-лесной и лесостепной зон Рязанской области ориентировочно ле жит в интервалах концентраций Pb 160–500 мг/кг почвы и Cd 1–2,5 мг/кг.
3. Результаты полевого эксперимента также свидетельствуют о том, что внесение органических удобрений в загрязненные свинцом и кадмием почвы в качестве метода их рекультивации способно дать максимальный экологический эффект. При этом отмечается минимальное снижение урожайности под влияни ем токсикантов и оптимальное соотношение количества и качества фитомассы.
Рост урожайности, сопровождающийся транслокацией ТМ в фитомассу, нельзя признать приемлемым. Применение минеральных удобрений при высоком уровне внесения металлов в почву опытных площадок урожайность кормовой травосмеси составила 5,0 кг/м2 сырой массы против 3,8 – в случаях с навозом, однако концентрация свинца возросла в 13 раз и составила 30,6 мг/кг, сущест венно превысив ПДК. При отсутствии мероприятий по повышению почвенного плодородия при высоких концентрациях в них техногенных ТМ происходит особенно резкий рост содержания токсикантов в тканях растений.
4. Для оценки загрязнения кислотообразующими оксидами, обладаю щими существенно большей интенсивностью атмосферной миграции, чем тя желые металлы была использована перспективная методика оценки критиче ских нагрузок, базирующаяся на экосистемном подходе и позволяющая мак симально подробно учесть природную неоднородность геохимической устой чивости. Оценка осуществлялась на основе данных о пространственных зако номерностях фактических выпадений соединений азота, которые были оценены по данным снегосъемки 2007 года. Установлено, что средний уровень атмо сферных выпадений нитратного азота в регионе составляет 2153 кг/км2*год, а аммонийного - 306 кг/км2*год.
5. Естественная устойчивость фоновых экосистем к атмосферным вы падениям азота складывается из процессов его почвенной трансформации и биологического поглощения. Оцененные нами величины критических нагрузок колеблются в пределах 8,1-56,7 кг/га*год, достигая минимальных значений в зональных сосняках на дерново-подзолистых почвах, а максимума – под дубо липняками осоково-снытьевыми. Все экосистемы с величиной 10 кг/га*год ха рактеризуются высокой вероятностью выведения из геохимического равнове сия даже при незначительном техногенном увеличении эмиссии азота.
6. Расчет экономической эффективности показал, что на 1 руб. затрат по лучается 1,6 руб. прибыли. При этом получается экологически чистая продук ция (концентрация свинца в корме составит 1,8 мг/кг, ПДК – 5,0 мг/кг, концен трация кадмия – 0,32 мг/кг, ПДК – 1,0 мг/кг), т.е. соответственно в 2,5 и 3 раза меньше предельно допустимых доз.
Предложения производству - в связи с актуальностью проблемы загрязнения агроландшафтов ТМ в Центральном регионе России осуществлять постоянный мониторинг по ступления токсикантов в природную среду (в частности – с атмосферны ми осадками);
- при высоком уровне атмосферных выпадений первостепенное внимание уделять земельным угодьям, приуроченным к местности с эрозионным рельефом и лесными массивами, где вероятность сверхнормативного за грязнения многократно возрастает;
- при рекультивационных мероприятиях способствовать средствами ком плексных мелиораций снижению миграционной способности ТМ, в связи с чем вносить органические удобрения в несколько повышенных дозах (оптимально – 100 т/га) при снижении использования минеральных и только раздельно с известковыми материалами;
- использование агрохиммелиорантов сочетать с оптимизацией водно воздушного режима почв путем орошения агрономически обоснованны ми нормами;
в широколиственно-лесной и лесостепной зонах региона выводить из оборота земли с концентрацией свинца свыше 170 и кадмия – свыше 1,2 мг\кг.
Основные положения диссертации изложены в следующих работах:
1) Полевые и экспериментальные исследования техногенного воздействия на агроландшафты в условиях Центрального региона России. // Экологи ческое состояние природной среды и научно-практические аспекты со временных мелиоративных технологий: Сб. науч. тр. / под общей ред.
Ю.А. Мажайского. – Рязань, 2004. С. 23-34. (Ю.А. Мажайский, Ю.А.
Кондрашова, С.А. Тобратов).
2) Природные и техногенные факторы естественной радиоактивности почв центра России.//Доклады Российской академии сельскохозяйственных наук, № 4, 2010 (Н.Н. Дубенок, С.А. Тобратов, Ю.А. Мажайский, Г.А.
Кононова, Ю.А. Кондрашова).
3) Обоснование воздействия промышленных предприятий на сопредельные территории на примере Рязанской ГРЭС.// Экологическое состояние при родной среды и научно-практические аспекты современных мелиоратив ных технологий: Сб. науч. тр. Выпуск 2/ под общей ред. Ю.А. Мажайско го. – Рязань, 2006. С. 444-452. (Ю.А. Мажайский, С.А. Тобратов, Ю.А.
Кондрашова).
4) Особенности распределения тяжелых металлов в почвах лесных экоси стем.// «Плодородие» /ВНИИА Россельхозакадемии им. Прянишникова, № 1(46)2009. С. 51-52. (Ю.А. Мажайский, С.А. Тобратов, Ю.А. Кондра шова).