авторефераты диссертаций БЕСПЛАТНАЯ БИБЛИОТЕКА РОССИИ

КОНФЕРЕНЦИИ, КНИГИ, ПОСОБИЯ, НАУЧНЫЕ ИЗДАНИЯ

<< ГЛАВНАЯ
АГРОИНЖЕНЕРИЯ
АСТРОНОМИЯ
БЕЗОПАСНОСТЬ
БИОЛОГИЯ
ЗЕМЛЯ
ИНФОРМАТИКА
ИСКУССТВОВЕДЕНИЕ
ИСТОРИЯ
КУЛЬТУРОЛОГИЯ
МАШИНОСТРОЕНИЕ
МЕДИЦИНА
МЕТАЛЛУРГИЯ
МЕХАНИКА
ПЕДАГОГИКА
ПОЛИТИКА
ПРИБОРОСТРОЕНИЕ
ПРОДОВОЛЬСТВИЕ
ПСИХОЛОГИЯ
РАДИОТЕХНИКА
СЕЛЬСКОЕ ХОЗЯЙСТВО
СОЦИОЛОГИЯ
СТРОИТЕЛЬСТВО
ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ
ТРАНСПОРТ
ФАРМАЦЕВТИКА
ФИЗИКА
ФИЗИОЛОГИЯ
ФИЛОЛОГИЯ
ФИЛОСОФИЯ
ХИМИЯ
ЭКОНОМИКА
ЭЛЕКТРОТЕХНИКА
ЭНЕРГЕТИКА
ЮРИСПРУДЕНЦИЯ
ЯЗЫКОЗНАНИЕ
РАЗНОЕ
КОНТАКТЫ


Pages:     | 1 || 3 | 4 |   ...   | 13 |

«Кубанский государственный аграрный университет Научно-исследовательский институт прикладной и экспериментальной экологии И.С. Белюченко Экология ...»

-- [ Страница 2 ] --

Опыты в лизиметрах показали, что с глубиной концентрация ТМ понижается и на глубине 90 см она в 5-6 раз меньше, чем в пахотном горизонте. Содержание тяже лых металлов в твердой фазе почвы выходит на фоновый уровень на глубине 30- см. Высокое содержание в почвенном растворе водорастворимых органических со единений приводит к повышению миграционной способности металлов благодаря образованию устойчивых органо-минеральных комплексов. В их составе металлы могут транспортироваться за пределы почвенного профиля (Елпатьевский, 1985).

Растворы гумусового горизонта являются начальным этапом формирования по верхностного стока и характеризуются преобладанием истинно растворимых форм тяжелых металлов для всех классов ландшафтов - природных и антропогенных. Ин фильтрация через нижележащие горизонты сопровождается выведением органиче ского вещества и связанных с ним металлов из раствора и усложнением миграцион ных форм элементов. Комплексирование Zn, Cd и Мn в основном низкомолекуляр ными фракциями обусловливает низкую долю сложных форм этих элементов и пре имущественную миграцию в составе истинных растворов. Общее содержание Cd при ПДК 0,01 мг/дм3 в загрязненных подземных водах составляет 10-15 мг/дм3 (Мур, Ра мамурти, 1987).

Тяжелые металлы с инфильтрационными водами из корнеобитаемого слоя поч вы могут мигрировать в виде различных соединений. Согласно некоторым данным (Добровольский, 1983;

Ефремов, Носиков, 1988;

Елпатьевский, Луценко, 1990), со держание свободных ионов цинка и кадмия составляет от 5 до 90 % аналитической концентрации этих элементов. Содержание их комплексных соединений с неоргани ческими лигандами варьирует в почвах в пределах 3-28 %, а с фульвокислотами - в пределах 4-40 % соединений. Кроме того, от 2 до 27 % тяжелых металлов может мигрировать в составе липидов. Балансовые исследования, проведенные в МГУ, по казали, что вынос тяжелых металлов (Zn,Cu,Ni) из почвы с внутрипочвенным стоком было многократно меньше отчуждения их с урожаем сельскохозяйственных культур (Обухов, Попова, 1992).

Во Владимирской области в опытном хозяйстве ВНИПТИОЦ проводились мно голетние исследования перераспределения тяжелых металлов в профиле дерново подзолистой супесчаной почвы при длительном использовании осадков сточных вод и извести. Установлено, что основная масса свинца и кадмия сосредоточена в слое 0 40 см, миграция тяжелых металлов в более глубокие горизонты сдерживается зале гающим на глубине 50-60 см мощным водоупорноморенным тяжелым суглинком.

Систематическое внесение возрастающих доз осадков сточных вод, содержащих в своем составе тяжелые металлы, в дерново-подзолистую супесчаную почву приве ло к загрязнению выше ПДК не только пахотного, но и подпахатного горизонтов та кими элементами, как кадмий и свинец, что стало следствием вертикальной мигра ции их почвенных растворов и взвешенных коллоидных частиц (Минеев и др., 2003).

Распределение подвижных форм химических элементов по профилю почвы при длительном систематическом применении минеральных удобрений на Долгопрудной агрохимической опытной станции им. Д.Н. Прянишникова показало, что основное накопление подвижных форм Cd, Mn и Mo свойственно для пахотного (0-20 см) го ризонта почвы. Периодическое известкование почвы устраняло обменную кислот ность и обеспечивало в пахотном горизонте заметное снижение подвижности боль шинства химических элементов. Наибольшая подвижность отмечена для кадмия, хрома, никеля и свинца (Потатуева, 2002).

В лизиметрическом опыте ВНИИУ (Шильников, 1997) в г. Москве были иссле дованы количественные параметры миграции Cd, Zn и Pb из корнеобитаемого слоя супесчаной и тяжелосуглинистой дерново-подзолистой пахотной почвы. Результаты проведенных в течение четырех лет лизиметрических исследований показали, что загрязненные кадмием, цинком и свинцом почвы очищаются за счет естественных процессов (вынос с урожаем, вымывание с инфильтрационными водами) очень мед ленно. Внесение водорастворимых солей ТМ в почву усиливало их миграцию только в первый год, но и в этом случае она была в количественном выражении незначи тельной. В последующие годы водорастворимые соли тяжелых металлов трансфор мируются в менее подвижные соединения и их вымывание из корнеобитаемого слоя почв резко снижается. Инфильтрация тяжелых металлов, с одной стороны, приводит к загрязнению высоко залегающих грунтовых вод, а с другой, это один из способов естественного самоочищения пахотного горизонта почвы (Минеев, 2003).

Имеющийся экспериментальный материал о количественных параметрах ми грации тяжелых металлов из корнеобитаемого слоя почв и факторах, влияющих на этот процесс, недостаточен и не позволяет разрабатывать эффективные мелиоратив ные мероприятия по детоксикации загрязненных почв и составлять научно обоснованные балансы токсичных элементов.

Тяжелые металлы и гидросфера. Качество практически всех вод гидросферы во многом определяется санитарным состоянием почв. От загрязнения почвы стра дают не только поверхностные, но и подземные воды – важный источник питьевого водоснабжения населения, поскольку почвенно–грунтовые слои не являются для них абсолютным защитным барьером. Наибольший вынос тяжелых металлов из почвы в грунтовые воды происходит под агроландшафтами повышенной интенсивности (под огородами), особенно в условиях ненормированного применения средств химизации, главным образом органических и минеральных удобрений (Потатуева, 2001).

Многолетними исследованиями установлено, что концентрация тяжелых ме таллов в подземных водах разных генетических типов сильно варьирует в зависимо сти от принадлежности к гидродинамическим зонам гидролитосферы. Подземные воды отличаются многократно более высокой концентрацией тяжелых металлов, чем воды поверхностной гидросферы (Тютюнова, 1992). В поверхностные водоемы кад мий попадает с грунтовыми водами, поверхностным стоком из аккумулятивных ландшафтов, а также воздушным путем. В пресноводных водоемах и реках содержа ние тяжелых металлов колеблется в широких пределах. Наименьшее содержание тя желых металлов зарегистрировано в акватории Тихого океана, к востоку от Япон ских островов (например, концентрация кадмия составила 0,8-9,6 нг/л на глубине 8 5500 м) (Бутников, 1998).

При попадании в водоем тяжелые металлы распределяются между компонен тами этой водной экосистемы. Однако не всякое количество металла вызывает рас стройство системы. При оценке способности экосистемы сопротивляться внешнему токсическому воздействию принято говорить о её буферной емкости. Под буферной емкостью пресноводных экосистем по отношению к тяжелым металлам понимается такое количество металла-токсиканта, поступление которого существенно не нару шает естественного характера функционирования всей изучаемой экосистемы. Бу ферная емкость поверхностных вод по отношению к металлам-токсикантам опреде ляется не только наличием растворенного вещества и взвесей, но и аккумулирующей способностью гидробионтов, а также кинетикой поглощения ионов металлов всеми компонентами экосистемы, включая комплексообразование с растворенными орга ническими веществами. Все это говорит о сложности процессов, протекающих в по верхностных водах при попадании в них металлов-загрязнителей (Шустов, Шустова, 1995).

Металл-токсикант в водной системе распределяется на следующие состав ляющие: 1) металл в растворенной форме;

2) сорбированный и аккумулированный фитопланктоном (растительными организмами);

3) удерживаемый донными отложе ниями в результате седиментации взвешенных органических и минеральных частиц из водной среды;

4) адсорбированный на поверхности донных отложений непосред ственно из водной среды в растворимой форме;

5) находящийся в адсорбированной форме на частицах взвеси.

На формы нахождения тяжелых металлов в водах оказывают влияние гидро бионты (например, моллюски). Наблюдаются сезонные колебания тяжелых металлов концентрации: в зимний период они максимальны, а летом, вследствие активного роста биомассы, снижаются (Будников, 1998). К такому выводу приходит и М.М.

Овчаренко (1997): наиболее высокое количество элементов поступает в мелиоратив ную сеть в зимний период - более 50%, а с мая по октябрь их поступление не превы шало 8 % от годового количества.

При осаждении взвешенных органических частиц, которые обладают способ ностью адсорбировать ионы, тяжелые металлы переходят в донные отложения. Ин тенсивность этого процесса зависит от таких факторов, как размеры и заряд адсор бирующих ионы кадмия частиц. Отмеченное выше явление накопления токсикантов в донных отложениях может явиться причиной вторичного загрязнения. Например, если источник загрязнения устранен и ”вода пошла нормальная”, в дальнейшем воз можна миграция металла в воду из донных отложений. Прогнозирование состояния водных систем должно опираться поэтому на данные мониторинга всех составляю щих, проводимого через определенные промежутки времени.

В природных поверхностных водах содержится множество органических ве ществ, 80 % которых составляют высокоокислительные полимеры типа гумусовых веществ, проникающих в воду из почв. Остальная часть органических веществ, рас творимых в воде, представляет собой продукт жизнедеятельности организмов (поли пептиды, полисахариды, жиры и аминокислоты) или же подобные по химическим свойствам примеси антропогенного происхождения. Все они, конечно, претерпевают различные превращения в водной среде. Вместе с тем все они являются комплексо образующими реагентами, связывающими ионы металлов в комплексы, и при этом общая концентрация токсиканта в воде не меняется. Принято считать, что наиболь шей токсичностью обладают гидратированные ионы металлов, а связанные в ком плексы опасны в меньшей мере или даже почти безвредны. Специальные исследова ния показали, что между общей концентрацией металла-токсиканта в природных по верхностных водах и их токсичностью нет однозначной зависимости (Мур, Рама мурти, 1987;

Никаноров, Жулидов, 1991;

Майстренко и др., 1996).

Присутствие в среде высоких концентраций лигандов, способных связывать тяжелые металлы, еще недостаточно для понижения концентрации свободных ак ваионов изучаемых элементов до уровня, безопасного для живых организмов. Ад сорбция ионов тяжелых металлов донными осадками сильно зависит от кислотности среды. В нейтральных водных средах свободные ионы металлов практически полно стью сорбируются частицами донных отложений (Бутников, 1998).

Различные поверхностные воды по-разному связывают ионы металлов токсикантов, проявляя при этом различную буферную емкость. Воды южных озер, рек и других водоемов, имеющих большой набор природных компонентов (гумусо вые вещества, гуминовые кислоты и фульвокислоты) и их высокую концентрацию, способны к более эффективной природной детоксикации по сравнению с водоемами Севера и умеренной полосы (Никаноров, 1991). Таким образом, при прочих равных условиях токсичность вод, в которых оказались загрязнители, зависит также и от природных условий зоны.

Загрязняющие вещества в биологических объектах. Интенсивное развитие промышленности и широкое применение ядохимикатов усилило гетерогенность хи мического состава почв с дефицитом для живых организмов одних и избытком дру гих элементов. Например, установлено, что в растениеводческой продукции концен трация свинца, кадмия, никеля и хрома зачастую выше ПДК (Лепнева, Обухов, 1990;

Минеев и др., 1990).

Основным биоиндикатором загрязнения пищевых сетей тяжелыми металлами и главным источником их поступления в животные организмы являются растения. В связи с этим изучение динамики распределения тяжелых металлов в растениях явля ется очень важным разделом в оценке состояния окружающей среды.

При анализе распределения тяжелых металлов в растениях следует отметить, что наиболее насыщены ими корни, а меньше всего их содержится в репродуктив ных органах. Это объясняется наличием у растений защитных механизмов, предот вращающих поступление избытка ионов в основные метаболические центры. Тем не менее бывают исключения. Например, овес накапливает в своих генеративных орга нах значительное количество никеля, что усиливает его поступление в пищевые це пи. Установлено, что никель накапливается больше в генеративных, чем в вегетатив ных органах, особенно в фазе молочной спелости. В период полной спелости расте ний концентрация никеля снижается почти на 50 %.

На транслокацию тяжелых металлов из почвы в растения определенное влия ние оказывает химическая активность мелиорантов (Алексеев и др., 1999). В течение трех лет в опыте на кислой дерново-подзолистой почве легкого мехсостава выявлено химическое влияние карбонатов Са и Mg на транслокацию Cd, Ni и Zn в растения рапса, вики и пшеницы. При высокой активности мелиоранта транслокация металлов в растения заметно снижалась. Самой активной оказалась аморфная форма известня ка (озёрная известь) и менее пригодными для известкования почв были доломиты и доломитизированные известняки (Алексеев и др., 1999).

Основное поступление токсичных веществ в растения происходит через по глощение их корнями. В большинстве случаев скорость поглощения элементов по ложительно коррелирует с содержанием их в доступных формах. По данным Е.И.

Муравьева (2004), в районе влияния Белореченского химкомбината концентрация меди в растениях (20 мг/кг сухой массы) не превышает пороговую, а содержание свинца зависит от места взятия проб: при значительных загрязнениях в районе МТФ, у обочины автомобильной дороги и т.д. его содержание заметно превосходит допус тимые нормы. Содержание кобальта в растениях данного района превышало норму в 1 мг/кг (довольно далеко от порога токсичности), что объясняется более высокими концентрациями его подвижных форм в почве. Содержание никеля в листьях расте ний соответствовало средним значениям, несмотря на повышенное содержание его подвижных форм в почве. Накоплению никеля в растениях препятствуют буферные свойства черноземов района. Следует отметить, что свойства самих растений также влияют на степень накопления в них тяжелых металлов. Растения в состоянии огра ничивать поступление избыточных ионов в надземные органы и особенно в органы запаса ассимилятов (Ильин,1985).

Интересные данные были получены при исследовании содержания тяжелых металлов в растениях ботанического сада КГАУ. Для анализа были отобраны плоды, ветки, опад и почва под растениями, а в некоторых случаях трава для возможной оценки наличия связей между отдельными показателями для почвы и растений.

Сравнивая содержание некоторых тяжелых металлов (Cu, Cd, Pb) в отдельных со ставляющих ландшафта, следует подчеркнуть, что в различных частях одного и того же растения отмечается разное накопление элементов. Так, в многолетних ветках бе резы накапливается Cu и Cd больше, чем в зеленых листьях, еще больше Cu обнару жено в опаде березы бородавчатой (6,8 мг/кг воздушно-сухой массы). В опаде значи тельно больше Рb, чем в зеленых листьях и в ветках. По всей видимости, мертвая не разложившаяся органика хорошо консервирует этот элемент. Высокое содержание Сu отмечается в зеленых листьях каштана конского – 5,21 мг/кг, в его плодах – 6,59, в опаде – 7,48 мг/кг;

в древесной части (в ветках) тяжелые металлы, в частности Сu и Сd, накапливаются меньше всего. Что касается Рb, то его много отмечено в плодах 1 мг/кг и в опаде - 2,13 мг/кг (Белюченко, Колесникова, 2004).

Сравнивая показатели содержания Cu в разных пробах дуба обыкновенного, можно отметить, что её концентрация достаточно высокая в зеленых листьях – 6, мг/кг и в опаде – 10,1 мг/кг. Достаточно активно в опаде консервируются Cd и Pb 1,36 мг/кг массы растения. Неодинаково накапливаются отдельные тяжелые металлы и у тополя пирамидального: в опаде много Cu, а Pb обнаружен только в зеленых ли стьях, Cd содержится и в зеленых листьях, и в опаде. Высокое накопление Cd на блюдается в различных структурах тополя, включая и многолетние побеги (в возрас те двух лет и больше). Несколько меньше Cd содержали образцы сосны крымской и еще меньше – дуба и каштана конского, достаточно много Cd было обнаружено в различных структурах березы бородавчатой.

Высокая концентрация тяжелых металлов отмечена у липы сердцевидной: со держание Cu в опаде составило 6,56 мг/кг, в зеленых листьях – 4,72 и несколько меньше в многолетней древесине – 3,65 мг/кг. Во всех структурах липы Pb накапли вается примерно в количестве 0,60 мг/кг;

достаточно много Cd накапливается в зеле ных листьях и опаде – 0,10 мг/кг и 0,13 мг/кг соответственно.

Анализируя данные по содержанию тяжелых металлов в древесных растениях, которые являются для Кубани интродуцентами и представлены единичными экземп лярами, следует обратить внимание на то обстоятельство, что наибольшая концен трация загрязнителей отмечается в массе опада, а наименьшая – в многолетней дре весине. Тем не менее встречаются и исключения: в сухой хвое биоты содержание Cu – 15,60 мг/кг, а содержание Pb – до 74,10 мг/кг, достаточно активно этот вид накап ливает Cd – 0,57 мг/кг. Характерно, что в многолетней древесине концентрируется большое количество Cu (0,25), Pb (22,18) и Cd (0,19 мг/кг). Таким образом, в сухих органах растений концентрация всех тяжелых металлов, безусловно, нарастает. На пример, можжевельник в сухой хвое содержит Cu до 8 мг/кг, Pb - около 42 мг/кг и Cd - 0,4 мг/кг.

Обращает на себя внимание высокая концентрация Cu, Cd, Pb в коре деревьев.

Например, в коре боярышника содержание Cu в условиях Ботанического сада дости гает 25 мг/кг, Pb – 45 мг/кг, Cd – 0,4 мг/кг, что примерно на порядок превышает на копление элементов в плодах, семенах и древесине. Это явление, очевидно, можно объяснить поступлением в растения Pb, Cu, Cd в основном путем осаждения этих элементов с частицами пыли при выпадении осадков в безветренную погоду.

Еще одно важное обстоятельство связано с динамикой тяжелых металлов. Как правило, тяжелые металлы концентрируются в верхнем слое почвы в - 2-3, а то и в 10 раз выше, чем в самых обогащенных тяжелыми металлами частях растений. На пример, уровень накопления тяжелых металлов в траве, отобранной для анализа под кроной отдельных деревьев, является промежуточным между их содержанием в поч ве и основных частях растений (побегах, плодах, шишках и семенах).

Необходимо отметить, что в семенах содержание Cu и Сd достаточно низкое, что указывает на существование между вегетативной частью и семенами растений защитных барьеров, обеспечивающих семенам устойчивость, минимизируя фитоток сичность и, следовательно, поддерживая их генетический потенциал. Обращает так же внимание накопление Cu, Pb и Cd в надземной массе растений. Например, зеле ная масса амброзии была отобрана в 150 м от трассы, в центральной части Ботаниче ского сада, и вблизи мест, куда подходят десятки автомобилей, выбрасывающих от работанные газы. В последнем случае содержание Pb и Cd гораздо больше, чем в пробах около трассы. Это может быть объяснено выбросами выхлопных газов и сла бым перемещением воздушных масс, а также внесением этих элементов при обра ботке клумб фосфорными удобрениями.

Завершая анализ исследований растений и почвы на загрязненность Cd, Cu, Pb в Ботаническом саду КГАУ, следует отметить:

- виды растений заметно различаются по накоплению отдельных тяжелых ме таллов;

- в отдельных частях растений отмечается разная концентрация тяжелых ме таллов;

- наименьшая концентрация тяжелых металлов отмечена в семенах, а наи большая – в листовом опаде и коре, что указывает не только на накопление этих элементов в результате корневого питания, но и на поверхностный перенос их воз душными массами, а также на оседание исследуемых тяжелых металлов с пылью и сажей на поверхность растений в результате выбросов автотранспорта и отдельных производств;

- травяной покров, вегетирующий короткий промежуток времени, накапливает заметное количество тяжелых металлов и является промежуточным звеном между деревьями и почвой в их концентрации;

- на накопление тяжелых металлов оказывают влияние выхлопные газы авто транспорта, который перемещается не только по трассам и автомагистралям, но и вблизи домов, где движение воздуха затруднено и выбросы машин в основном осе дают на близлежащую растительность;

- зеленые листья и многолетняя древесина характеризуются невысокой кон центрацией тяжелых металлов: в силу непродолжительной вегетации (около полу года) листьев и закрытого состояния (бесконтактного) древесины, защищенной ко рой.

В связи со значительным накоплением тяжелых металлов в структурах раз личных видов растений была поставлена цель изучить содержание тяжелых метал лов в плодовых растениях, которые встречаются в некоторых городских насажде ниях. Пробы отбирались в Ботсаду КГАУ в период созревания плодов. Были ото браны опад, побеги, листья и трава.

Определялась концентрация Co в отдельных частях изучаемых видов расте ний, прежде всего, в опаде черноплодной рябины, клена американского, кизила и яб лони. Содержание Co в плодах относительно невысокое, его мало и в побегах. В за ключение следует подчеркнуть, что, несмотря на довольно высокое содержание Pb, Cd, Co, Cu в различных структурах исследованных видов, их значения уровня ПДК в растениях не достигают.

В отдельном эксперименте по изучению содержания тяжелых металлов в ли шайниках и коре, а также в листьях боярышника и рябины, произрастающих на од ной территории (в 150 м от трассы), отбирали пробы надземных частей древесных растений, почвы и травы. Полученные данные показывают, что в лишайниках на ко ре ореха черного накапливается Cu (32 мг/кг), Mn (108 мг/кг), Zn (55 мг/кг). Большое количество Cu накапливается в лишайниках на коре софоры. Достаточно высокий уровень Mn (свыше 135 мг/кг) отмечен в листьях рябины;

в коре рябины накаплива ется много Cu (19 мг/кг). Содержание этих элементов высокое и в почве: Cd – 2,5, Zn – 260, Cu – 65, Co – 34, Mn – свыше 1000 мг/кг. Следует обратить внимание на то, что накопление Cd и Со в различных изучаемых структурах относительно невысокое и не превышает уровень ПДК. Значительными концентрациями Mn характеризуется трава под указанными видами древесных растений. Образцы травяного покрова под этими деревьями не показали накопления тяжелых металлов, и только содержание Mn в них превышает ПДК.

Растения поглощают многие тяжелые металлы, выступающие в качестве мик роэлементов и входящие в важнейшие структуры вегетативных и генеративных тка ней. Являясь составной частью многих тканей растений, микроэлементы выступают также важнейшими химическими составляющими функциональных систем живот ных и человека. Остановимся на роли отдельных элементов в развитии растений и животных.

Влияние цинка. В относительно небольших количествах в цинке нуждаются все живые организмы, особенно растения. Цинк входит в состав карбоангидразы, ря да фосфатаз и ферментов, расщепляющих полипептиды.

По отношению к цинку все растения делятся на 3 группы:

- очень чувствительные (кукуруза, лен, хмель, виноград, плодовые);

- среднечувствительные (соя, фасоль, кормовые бобовые, горох, сахарная свекла, подсолнечник, клевер, лук, картофель, капуста, огурцы);

- слабочувствительные (овес, пшеница, ячмень, рожь, морковь, рис, люцерна).

Обнаружено, что при внесении в почву больших доз фосфора и азота усили ваются признаки недостаточности цинка у растений и что цинковые микроудобрения особенно необходимы при внесении высоких доз основных удобрений.

Недостаток цинка у растений часто наблюдается на песчаных и карбонатных почвах, на торфяниках, а также на других малоплодородных почвах и сильнее всего сказывается на развитии генеративных органов. Симптомы цинковой недостаточно сти часто встречаются у различных плодовых культур (яблоня, черешня, японская слива, орех пекан, абрикос, лимон, виноград). Особенно страдают от недостатка цинка цитрусовые культуры.

При цинковой недостаточности у растений появляются хлоротичные пятна на листьях, которые становятся бледно-зелеными, а у некоторых растений почти белы ми. У яблони, груши и ореха при недостатке цинка развивается так называемая розе точная болезнь, выражающаяся в образовании на концах ветвей мелких листьев, ко торые располагаются в форме розетки. При цинковом голодании плодовых почек за кладывается мало и урожайность растений падает.

В живых организмах цинк оказывает большое влияние на окислительно восстановительные процессы, скорость которых при его недостатке заметно снижа ется. Дефицит цинка ведет к нарушению процессов превращения углеводов. Уста новлено, что при недостатке цинка в листьях и корнях томата, цитрусовых и других культур, накапливаются фенольные соединения, фитостеролы и лецитины, уменьша ется содержание крахмала.

Значение цинка для развития растений тесно связано с его участием в азотном обмене. Дефицит цинка приводит к значительному накоплению в растениях раство римых азотных соединений – аминов и аминокислот, что нарушает синтез белка.

Многие исследования подтвердили, что содержание белка в растениях при недостат ке цинка уменьшается.

Агрохимическими исследованиями установлена необходимость цинка для растений, особенно культурных. Цинк является составляющей частью ферментов и непосредственно участвует в синтезе хлорофилла;

он также влияет на углеводный обмен в растениях и способствует синтезу витаминов. Под влиянием цинка повыша ется синтез сахарозы, крахмала, общее содержание углеводов и белковых веществ.

Применение цинковых удобрений увеличивает содержание аскорбиновой кислоты, сухого вещества и хлорофилла. Цинковые удобрения повышают засухо-, жаро- и хо лодоустойчивость растений.

Влияние кадмия. Этот элемент обычно проявляет меньшую токсичность по от ношению к растениям в сравнении с метилртутью и сопоставим по токсичности со свинцом. При содержании кадмия 0,2-1 мг/дм3 замедляются фотосинтез и рост рас тений. Токсичность кадмия заметно снижается в присутствии некоторых количеств цинка, что еще раз подтверждает предположение о возможности конкуренции ионов этих металлов в организме за участие в ферментативном процессе.

Кадмий накапливается водными растениями и в тканях внутренних органов рыб (но не в скелетной мускулатуре). Порог острой токсичности кадмия варьирует в пределах от 0,09 до 105 мкг/дм3 для пресноводных рыб. Увеличение жесткости воды повышает степень защиты организма от отравления кадмием. Известны случаи силь ного отравления людей кадмием, попавшим в организм по трофическим цепям (бо лезнь итай-итай). Из организма кадмий выводится в течение длительного периода (около 30 лет) (Шустов, Шустова, 1995;

Бутников, 1998).

Между концентрацией тяжелых металлов в почве и их содержанием в расте ниях существует прямая линейная зависимость. Как правило, именно их водораство римые или подвижные формы являются доступными растениям. Кадмий является одним из легкодоступных элементов (Овчаренко, 1997). Многие исследователи, изу чающие симптомы проявления токсичности ТМ на сельскохозяйственных растениях и их диагностику, отмечают, что Сd в 2-20 раз токсичнее других металлов. При срав нении равных доз соединений металлов по токсичности они располагаются в сле дующем порядке СdNiСuZn, или СdZnСuРb, или СdNiСuZnСгРЬ (Smilde, 1981;

Садовникова, Зырин, 1985;

Bingham, 1986).

Зависимость накопления кадмия от его химической формы в среде выражается следующим рядом: сульфатхлориднитратацетатсульфид (Рудакова, Какарис, 1980). Исследования показали, что внесение в почву Cd практически не влияет на урожай культур, тогда как внесение в почву более доступных растениям хорошо рас творимых соединений кадмия оказывает существенное действие (Степанок, 1998).

Так, в дозе до 3,0 кг/га соединения кадмия способны стимулировать повышение урожая до 29 % (Сd(NO3)2) и до 21 % (CdSO4). Оксид кадмия поступает в растения в 1,6-1,9 раза меньше, чем в воде Сd(NO3)2 и CdSO4. При внесении в почву CdSO4 в растениях содержится в 1,1-1,2 раза больше кадмия, чем при внесении Сd(NO3)2.

L. D. Tyler и М. В. Mobride (1982) изучали действие кадмия на кукурузу и фа соль в водной культуре. Ими установлено, что кукуруза поглощает больше кадмия, чем фасоль, и страдает от этого меньше: максимальное содержание кадмия в расте ниях фасоли достигало 20±3,4 мг/кг, а в стеблях кукурузы - 86±3,2 мг/кг.

Устойчивы к кадмию растения томата и капусты (до 170 мг кадмия на 1 кг почвы). Однако самой устойчивой культурой считается рис, нормально развиваю щийся при концентрации кадмия 640 мг/кг;

в необрушенном зерне риса может нака пливаться кадмия до 1 мг/кг. Чувствительны к избытку кадмия в среде (при 4- мг/кг почвы) соя, салат, шпинат (Nuorteva, 1986;

Реуце, Кыстя,1986).

На основании опытов с растениями различных семейств предложили класси фикацию растений по способности накапливать кадмий: первая включает виды, от личающиеся небольшим накоплением этого элемента (бобовые), вторая включает растения с умеренным содержанием кадмия (злаковые, лилейные, тыквенные и зон тичные), третья - растения, способные накапливать большие количества кадмия (ма ревые, крестоцветные, пасленовые и сложноцветные). Однако такое деление являет ся весьма условным (T. Кubоi et al.,1986). Испытания разных доз кадмия (от 1 до мкг/г субстрата) показали, что внутри каждой группы и каждого семейства наблюда ется различная устойчивость растений к этому элементу. Например, турнепс и ка бачки не проявляют видимой реакции даже при внесении максимальной дозы кад мия, тогда как репа, принадлежащая к тому же семейству (Cruciferae), обнаруживала признаки токсикоза при внесении в субстрат 30 мкг кадмия/1 г субстрата.

Различна реакция на тяжелые металлы у грибов, мхов и лишайников. Относи тельной устойчивостью к кадмию обладают грибы Gliokladium roseum, Penicillium tardum, которые поглощают непосредственно из почвы от 0,5 до 8 мг кадмия на 1 г сухого мицелия, а на жидких средах поглощение еще более интенсивное (9-40 мг/г).

Чувствителен к повышению концентрации Сd в среде вид гриба Rositas сарагаdа. За счет пассивного механизма поглощения высокие концентрации кадмия и других тя желых металлов в зонах загрязнения обнаружены у лишайников. Мхи накапливают тяжелые металлы более активно. Максимальное накопление кадмия свойственно Роhlia, а минимальное - Dicranum и Plеurozum (Серебренникова и др., 1980;

Мен нинг, Фэдер, 1985;

Скворцова, Леонова, 1985).

Установлено, что в малых концентрациях кадмий оказывает стимулирующее действие на рост и развитие растений (Степанова, 1998;

Степанок, 1998;

Титов и др., 2002). Так, внесение CdSO4 в дозах 0,5-5 мг/кг в выщелоченный среднесуглинистый чернозем приводит к повышению урожая зерна пшеницы на 41 %. Дальнейшее уве личение концентрации кадмия в почве снижает урожай: на 18 % на черноземе при дозе кадмия 5 мг/кг и на 25 % на дерново-подзолистой почве при концентрации кад мия 10 мг/кг, при содержании в почве кадмия 24 мг/кг масса сухого вещества расте ний падает у кукурузы относительно контроля на 41 %, при значительном увеличе нии дозы до 48-96 мг/кг снижение накопления биомассы составляет только 39 и 48 % соответственно (Степанова, 1998). Этот факт подтвердили А.Ф. Титов с соавторами (2002), изучавшие влияние высоких концентраций кадмия на рост и развитие расте ний ячменя и овса, находящихся на ранних этапах онтогенеза. Исследования показа ли, что кадмий в указанных концентрациях задерживал ростовые процессы растений.

В большей степени ингибировался рост корня, в меньшей – накопление биомассы.

Использование морфофизиологического метода позволило установить, что у расте ний в присутствии кадмия в корнеобитаемой среде наблюдалась задержка развития, которая проявлялась в замедлении роста и дифференциации стеблевых апикальных меристем, а также в снижении темпов их органогенеза. Высокие концентрации кад мия вызывали у злаков нарушение скоординированности отдельных морфогенетиче ских и морфофизиологических процессов, что выражалось в остановке их роста и развития.

Видимым признаком кадмиевого токсикоза является покраснение листьев, стеблей, черешков у пшеницы;

по мере нарастания потока тяжелых металлов наблю дается хлороз, низкорослость, слабое кущение (Ильин, 1980, 1985;

Barсelo, 1985).

Увеличение доз кадмия и свинца приводило к существенному увеличению со держания азота в клевере на слабоокультуренной почве. По мере увеличения доз тя желых металлов снижается содержание фосфора в растениях клевера, причем очень резко (почти в два раза). Следует также отметить факт резкого снижения содержания кальция в растениях по мере увеличения доз тяжелых металлов. Внесение возрас тающих доз тяжелых металлов привело к увеличению содержания аскорбиновой ки слоты в растениях, причем на неокультуренной почве в большей степени. Интен сивный синтез витамина "С" можно объяснить, по-видимому, противодействием растительного организма стрессовой ситуации при возрастании доз тяжелых метал лов, особенно на малобуферной неокультуренной дерново-подзолистой почве (Овча ренко, 1997).

В основе токсического влияния тяжелых металлов лежит их денатурирующее действие на метаболически важные белки. Цинк, кадмий и свинец на 50% инактиви руют большинство ферментов при концентрации 10-6-10-4 М;

установлено ингиби рующее влияние кадмия на малат- и глутаматдегидрогеназу у фасоли, причем инги бирующее действие кадмия проявляется при концентрации 2-10-6-3-10-5 М (Косицин, 1986).

При определенном функциональном состоянии растительной клетки ионы кадмия в малых концентрациях (10-5 М) активируют или ингибируют процессы био синтеза. Например, замачивание семян гороха в течение 7 ч при концентрации рас твора СdС12 2,4-10-5 М привело к максимальной стимуляции прорастания. Поступая в зародыши семян пшеницы в период G1-фазы первого клеточного цикла делений меристемы корня, кадмий интенсифицировал синтез белков, ДНК и РНК, следствием чего явилось увеличение энергии прорастания и всхожести семян (Мельничук, 1984).

Одним из первичных рецепторов, воспринимающих проникающий в клетку кадмий, являются ферменты биосинтеза полиаминов. Уменьшение содержания по лиаминов обусловливает переход клетки в новый, менее напряженный режим функ ционирования, на фоне которого осуществляется процесс связывания кадмия в цито плазме, что предохраняет от разрушения жизненно важные центры клетки. На сле дующем этапе ответных реакций происходит переключение метаболизма клеток в режим восстановления ингибированного синтеза полиаминов. Степень ингибирова ния зависит от фазы клеточного цикла и возрастает от пресинтетической фазы к ми тозу (Соболев, 1985). Исследования с высечками листьев овса и фасоли показали, что существует строгая зависимость между увеличением содержания кадмия в среде и накоплением полиамина путресцина (коэффициент корреляции равен 0,94). Одно временно в листьях в присутствии кадмия увеличивается активность аргининдекар боксилазы, которая необходима для биосинтеза путресцина. Действие кадмия ана логично стрессовому влиянию дефицита К+ или Мg2+, избытка NH4-, низкого рН, ос мотического стресса, увядания, вызывающих накопление путресцина в растительных клетках (Weinstein et al., 1986) Одним из показателей, по которому можно судить о нарушении состояния как растительной, так и животной клетки является индукция отдельными тяжелыми ме таллами синтеза специфических низкомолекулярных белков, содержащих SН группы - металлотионеинов (МТ) с молекулярной массой 6000-12000. Например, у кукурузы молекулярная масса кадмий-металлотионеинов составляет 11300. Связы вание металлов с МТ, очевидно, снижает токсическое действие металла на клетку, в противном случае происходит ингибирование ферментов, содержащих SН-группы.

Частично ионы кадмия связываются карбоксильными и имидазольными группами аминокислот белков цитоплазмы. Хотя такие комплексы менее устойчивы, чем с МТ, но в какой-то степени они могут ограничивать свободу ионов кадмия до тех пор, по ка не синтезируется достаточное количество МТ (Мельничук, 1984).

Из тяжелых металлов к синергистам кадмия следует отнести Rb и Sn, концен трация которых под действием Cd в различных органах овса и гороха возрастает на 15-58 %. К явным антагонистам Cd относится Ba (снижение концентрации под воз действием возрастающих доз Cd во всех органах опытных растений на 11-42 %), а также Pb. По отношению к другим элементам (V, Cr, Ni, As, Se, Sr) кадмий проявля ет преимущественно нейтральное отношение.

Установлено, что кадмий сильно подавляет поглощение корнями калия, задер живает передвижение железа в надземные части, не снижая его поглощения, вызыва ет хлороз, является антагонистом цинка. Отмечается конкурирующее взаимодейст вие кадмия и марганца как во фракции органелл, так и в растворимой цитоплазмати ческой фракции (Bujtas et al., 1981;

Girling et al., 1981;

Hardiman, 1984;

Zaccheo et al., 1986;

Greger Maria, 1987).

В США имеются рекомендации по применению удобрений, содержащих кад мий, с учетом складывающегося соотношения Zn : Cd. Если оно больше 100, количе ство кадмия, вносимого на 1 га, не должно превышать 6-7 кг, а если это отношение меньше 100, норма внесения кадмия с удобрениями снижается до 3-4 кг/га. Подобная рекомендация основана на антагонистических отношениях ионов Zn2+ и Cd2+ при по ступлении их в растения, а так как токсичность цинка значительно ниже, то естест венно, что из двух зол выбирают меньшее. Увеличение содержания цинка в почве снижает поступление кадмия в растения (Алексеева, 1987).

На скорость поглощения кадмия растениями оказывает влияние реакция поч венной среды. В интервале pH 4-7,5 сорбционная емкость почвы возрастает в сред нем в 3 раза при повышении pH на единицу (Овчаренко, 1997). Результаты опытов, проведенных С.Е. Головатым, П.Ф. Жигаревым, Л.И. Панкрутской (2000) в Минске, показали, что при различных уровнях загрязнения почв кадмием, накопление этого элемента растениями на кислых почвах проходило более интенсивно, чем на слабо кислых и нейтральных.

Ю.В. Алексеев, Н.И. Вялушкина, А.И. Маслова (1999) рассматривают вопрос о снижении поступления тяжелых металлов в пищевую цепь и делают вывод о том, что разное действие мелиорантов на поступление тяжелых металлов в растения свя зано не только с их активностью, но и с химическим составом - прежде всего с соот ношением в них концентраций Ca и Mg. По результатам исследований ими выявле но, что при известковании активным мелиорантом (озерная известь) выделяется рапс - растение, хорошо поглощающее кадмий и усваивающее его из почвы в два раза меньше, чем при известковании малоактивными мелиорантами (доломит и доломи тизированные известняки). При выращивании вики в вариантах с активными мелио рантами содержание кадмия было в 1,4-1,5 раза меньше, чем с менее активными. В двулетнем вегетационном опыте, при совместном выращивании вики и ячменя на легкосуглинистой дерново-подзолистой кислой (pHKCL5,03) почве под Санкт Петербургом, загрязненной кадмием (3 мг/кг) и никелем (25 мг/кг), проведены на блюдения за транслокацией этих элементов в растения при снижении кислотности почвы с помощью магнезии и отходного (конверсионного) мела, а также их смесями с разным соотношением кальция и магния. Установлена различная реакция растений разных видов в совместном посеве на известкование: магний проявлял больший ан тагонизм к кадмию и никелю, чем кальций при выращивании вики как в год внесе ния мелиоранта в почву, так и на следующий год;

уменьшение почвенной кислотно сти pHKCL5,03 до 5,6-5,7 способствовало увеличению поступления кадмия в растения ячменя независимо от того, производилось ли известкование магнезией или конвер сионным мелом (Алексеев, Вялушкина, 2002).

В вегетационных опытах, проведенных на дерново-подзолистых почвах разно го механического состава и черноземе выщелоченном, установлено, что внесение Cd в дозах 0,25-4,00 мг/кг почвы не оказало отрицательного влияния на урожай сель скохозяйственных культур, но привело к повышению содержания подвижных форм элемента в почве, а также к повышению накопления этого элемента растениями. На известкованных почвах при внесении одинаковых доз Cd концентрация его подвиж ных форм в почве и накопление элемента растениями были ниже, чем на неизвестко ванных. Положительное действие извести зависело от типа почвы и ее механическо го состава (Потатуева и др., 1998).

Влияние тяжелых металлов на развитие растений. При увеличении со держания тяжелых металлов в почве до очень высокого уровня концентрация их в различных органах повышается (Овчаренко, 1997), но при этом сохраняется соотно шение между содержанием тяжелых металлов в корнях, стеблях, листьях и репро дуктивных органах. Наибольшее количество тяжелых металлов локализуется, как правило, в корнях, значительно меньше в надземных органах растений, особенно в генеративных, т.е. наблюдается акропетальное распределение за счет существования нескольких барьеров, ограничивающих поступление тяжелых металлов с восходя щим током веществ (Ильин, 1980, 1981, 1986;

Barcelo, 1985).

Зависимость между степенью загрязнения почвы тяжелыми металлами и ин тенсивностью их поступления в растения является сложной и не носит пропорцио нального характера. Объясняется это тем, что не все растения обладают одинаковой способностью накапливать тяжелые металлы. Это свойство связано с наличием у растений в разной степени выраженности различных физиолого-биохимических за щитных механизмов, препятствующих поступлению токсичных элементов. В про цессах метаболизма в растениях образуются органические соединения с хелатирую щими свойствами. При проникновении ионов тяжелых металлов в корни происходит их хелатирование и, как следствие, снижение подвижности. Предполагают, что оп ределенную защитную функцию в корнях могут выполнять клетки эндодермы с поя сками Каспари, препятствующие движению веществ по межклеточному пространст ву и ограничивающие их переход в проводящие ткани (Ильин, 1981;

Тарабрин, Пельтихина, 1985).

Изучение транспорта ионов тяжелых металлов по сосудам ксилемы томата в краткосрочных опытах с кадмием показало (Wolterbeek, 1985), что только неболь шая фракция этого элемента достигает листа вследствие обменных процессов в кле точных стенках ксилемы и латерального оттока к соседним тканям. Взаимодействие ионов кадмия с карбоксильными группами обеспечивает относительно постоянную его концентрацию в клеточных стенках благодаря буферной емкости обменных цен тров (Ягодин, 1989). О механизмах в клетках корня, препятствующих поступлению избытка тяжелых металлов в надземные органы, сообщается также в работах А.Ф.

Титова, Г.Ф. Лайденена и Н.М. Казнина (2002). К таким механизмам они относят:

иммобилизацию металлов в клеточной стенке, выделение хелатирующих лигандов, формирование редоксбарьеров на плазматической мембране, создание pH-барьера на плазмалемме.

Известны попытки установить закономерности накопления тяжелых металлов растениями в зависимости от принадлежности к семейству, биологических особен ностей вида и сорта (Miles, Parker, 1980). Чувствительность растений проявляется, прежде всего, в угнетении роста, которое, как правило, сопровождается накоплением тяжелых металлов в тканях растений. Различную толерантность к металлам прояв ляют не только растения разных семейств и видов, но и разных сортов одного вида (Hinesly et al., 1982;

Brune, 1984;

Коваль и др., 1985;

Белюченко, Дзюба, 2002). При внесении кадмия в количестве 2 мг/кг почвы негативного влияния этого элемента на урожайность сельскохозяйственных культур не наблюдалось. Минимальное сниже ние урожайности на 5-8 % наступает при содержании кадмия в зерновых сплошного сева - 5 мг/кг, в кукурузе - 7 мг/кг, а в травах - 11 мг/кг (Лукин, 2000).

Снижение роста у чувствительных к тяжелым металлам растений – овощных культур (морковь, капуста, шпинат, латук) происходит при возрастании уровней ток сикантов в почве примерно в 3 раза (Bingham, 1979). У устойчивых растений (на пример, томатов) снижение роста не проявляется вплоть до очень высоких концен траций - 100 мг/кг. Среди зерновых культур ячмень и рис относятся к весьма устой чивым к тяжелым металлам, овес и пшеница – к чувствительным;

из зернобобовых довольно устойчивы горох и соя, а чувствительна - фасоль (Каракис, Рудакова, 1981г).

Ю.В. Алексеевым (1987) было установлено, что сорта яровой пшеницы в опы те существенно не различались по способности накапливать тяжелые металлы. При выращивании на загрязненной почве у всех сортов пшеницы содержание металлов в зерне увеличивалось с нарастанием их концентрации в почве. Однако увеличение содержания металлов в растениях отставало от повышения их концентрации в почве.

Некоторые авторы считают, что устойчивость растений к определенным кон центрациям тяжелых металлов является внутривидовым узкоспецифическим призна ком, а по способности их накапливать кадмий растения располагают в такие ряды:

листовые овощныесвекламорковь;

капустасалатморковь;

пшени цасоргокукуруза (зерно);

морковьсалат кочанный лук (Reidel, 1984;

Pennsylva nia, 1985;

Allowey, 1986;

Taspo, 1986).

В раннем возрасте надземная часть растений слабо защищена от тяжелых ме таллов (Ильин, 1997), что объясняется недостаточным еще развитием корневой сис темы. Большое значение имеют исследования, направленные на установление взаи мозависимости поступления элементов минерального питания и тяжелых металлов, выявление ионов-антагонистов, которые могут снизить поступление тяжелых метал лов и токсическое действие последних. Следует отметить, что таких работ мало и в них, за редким исключением, обсуждается только направленность взаимодействия пар ионов.

Из питательных элементов синергические взаимодействия отмечаются между Cd и S, Cd и CI, Cd и K, Cd и Cu - для них характерно возрастание содержания в ор ганах изученных растений на 10-70%. Антагонистические взаимоотношения наблю даются между Сd и Ca, Cd и Mn, Cd и Fe, Cd и Zn (снижение концентрации на 10- % с ростом дозы Сd). Взаимодействие Сd с другими элементами питания - P, Co, Mo, I, Br - нейтральные (Степанок, 1998).

В опытах c растениями разных семейств в тепличных условиях пороговая ток сичность металлов, применяемых в комбинациях, была ниже пороговой дозы метал лов, изучаемых отдельно. Накопление металлов в листьях значительно снижалось при внесении их в комбинациях. В связи с этим использование критических уровней с целью определения токсичности металлов было ограничено (Smilde, 1981). Корре ляционные связи концентраций различных форм кадмия и цинка в почвах с их со держанием в растениях изучали Y.К. Soon и Т.Е. Bates (1982). На основании своих исследований они предлагают прогнозировать концентрации тяжелых металлов в растениях по их содержанию в почвах.

Тяжелые металлы в системе корма–животные–продукты животновод ства. В определенных условиях ионы тяжелых металлов обладают большой под вижностью в почвах, легко транслоцируются в растения, накапливаются в них в больших концентрациях и затем по пищевым цепям поступают в организмы живот ных и человека, влияя на обмен веществ и динамику энергии, образование фермен тов, гормонов, костной и других тканей. Исследования, проведенные на животных разного уровня организации (от микроорганизмов до млекопитающих), показали, что, например, соли некоторых тяжелых металлов обладают мутагенными и канце рогенными свойствами и представляют потенциальную генетическую опасность, мо гут вызвать отравление или смерть живых организмов (Козаченко и др., 1987;

Яго дин, 1989;

Пескурова и др., 1997;

Осикина, Тезиев, 1999).

Химический состав пищевых продуктов, а также продуктов животноводства можно считать зеркальным отражением химического загрязнения окружающей сре ды вообще и кормов в частности. Е.А. Печкурова, О.Н. Новикова (1997) определяли токсические элементы в животноводческой продукции, в кормах и в воде. Содержа ние тяжелых металлов в кормах и различных тканях животных оказалось ниже при нятых уровней ПДК, за исключением концентрации кадмия в образцах длиннейшей мышцы спины (0,09 мг/кг против 0,05 мг/кг по ПДК).

Исследованиями Р.В. Осикиной и Т.К. Тезиева (1999) в Центральном Пред кавказье установлено, что сладкосливочное масло и сыр, выработанные из молока коров в зонах повышенной экологической загрязненности (чрезвычайно опасной и опасной), имеют высокое содержание (превышающее ПДК) солей тяжелых метал лов, в частности кадмия.

Оценка молока и молочных продуктов на содержание тяжелых металлов (Му саев, 2003) в Рязанской области показала, что содержание токсикантов обусловлено видом молочных продуктов;

наибольшее содержание тяжелых металлов отмечено в концентрированных молочных продуктах - твороге, сыре, масле.

М.А. Веротченко, Ю.П. Фомичевым и Т.В. Чомаевым (2003) оценивалась сте пень загрязнения тяжелыми металлами кормов, воды и животноводческой продук ции в различных хозяйствах Тульской области. Было уcтановлено повышенное со держание кадмия в говядине (2,6 ПДК) и в зерносмеси (1,5 ПДК), а в молоке оно оказалось на уровне ПДК. Исследование воды из автопоилок показало высокое со держание в ней кадмия (от 0,00111 до 0,003 мг/дм3 при ПДК 0,001 мг/дм3), что по зволило сделать вывод о возможности производить нормативно безопасную продук цию при регулярном контроле за содержанием тяжелых металлов в кормах и воде.

В условиях промышленного животноводства установлены общие закономер ности в накоплении кадмия разными органами, которые могут служить в качестве индикаторных (почки, печень, волосяной покров, легкие, костная ткань) (Di Giulio et al., 1984;

Muller, 1985;

Regius et al., 1985;

Huschenbeth, 1986;

Карплюк и др., 1987). На этой основе необходимо проводить экспертизу растениеводческой и животноводче ской продукции на наличие в ней тяжелых металлов. Экспертизу качества готовой продукции целесообразно проводить по классической цепи: почва - растение (корм, рацион) – животное – продукт животноводства – человек (во всех регионах через каждые 5-10 лет), а в особых ситуациях – систематически. Подобные исследования проводились в Тульской, Липецской, Воронежской, Ростовской и Волгоградской об ластях, где отмечены отклонения от допустимых показателей в содержании солей тяжелых металлов (Cu, Zn, Mn, Pb и Cd) в верхних горизонтах почвы, природной во де и кормах. Повышенное содержание тяжелых металлов обнаружено в органах жи вотных. Так, в печени коров превышение ПДК по кадмию отмечено в 1,2–4,0 раза, в мясе - в 1,5–5 раз выше, чем в молоке (Шахов и др., 2003).


Г.Н. Вяйзенен и др. в Новгороде (1997) определяли концентрации тяжелых металлов в пищевых продуктах, органах и тканях животных. Установили, что скарм ливание коровам ”традиционного” сена способствует накоплению в молоке кадмия в пределах 0,03%. Своеобразной преградой попаданию кадмия в молоко из кормов служили в рационе мука из стеблей подсолнечника и сено, заготовленное на полях после предварительного внесения в почву карбоната кальция химического синтеза.

Доказательством тому явилось отсутствие кадмия в молоке. Результаты этих иссле дований показали, что самый опасный канцерогенный элемент кадмий интенсивнее накапливался в мышцах (мясе) более тяжелых бычков, откормленных вблизи (на расстоянии 1-2 км) от химического предприятия (0,006–0,17 мг/кг), при удалении фермы от химического предприятия концентрация кадмия в мышцах значительно снижалась. Установлены ориентировочные параметры содержания кадмия в продук тах животноводства: в коровьем молоке – 0,001 мг/дм3, в говядине – 0,058 мг/кг и т.д.

Высокая биологическая ценность рационов животных означает обеспечен ность их жирорастворимыми витаминами, в том числе витамином А. Однако засоре ние кормов солями тяжелых металлов приводит к разрушению в кормах каротина, ухудшению его усвоения и превращения в витамин А (Каиров, 2000).

Фиторемедиация и рекультивация почв. Загрязнение почвы тяжелыми ме таллами приводит к нарушению ряда её функций. Многочисленные исследования показывают, что при загрязнении почв тяжелыми металлами ухудшается их структу ра, увеличивается плотность, уменьшается общая порозность, снижается водопрони цаемость, ухудшается водно-воздушный режим (Cotescu, Hutchinson, 1972;

Bublines, 1973;

Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989;

Гришина и др. 1990;

Колесников, Казеев, 2001). При загрязнении тяжелыми металлами физические свойства почв изменяются в последнюю очередь. Это происходит только при очень значительном их накопле нии - около 10 ПДК и более (Колесников и др., 2001) Загрязнение тяжелыми металлами влияет и на качественный состав гумуса;

в основном в почве снижается содержание гуминовых кислот и увеличивается доля фульвокислот (Гутиева, 1980;

Конореева, 1984;

Гришина и др. 1990;

Прокопович, Кайгородова, 1999;

Колесников и др., 2001).

Тяжелые металлы ингибируют процессы азотфиксации, аммонификации, нит рификации и минерализации (Tyler, 1974;

Евдокимова, Мозгова, 1975;

Vesper, Weidesaul, 1978;

Умаров, Азиева, 1980;

Левин и др., 1989). Однако в ряде случаев, при невысокой концентрации металла или в богатых гумусом почвах, отмечается усиление интенсивности этих процессов, вследствие чего возрастает содержание в почве доступных растениям форм азота, а часто и фосфора, то есть происходит улучшение питательного режима. Многие тяжелые металлы, как правило, вызывают подкисление среды вследствие гидролитической кислотности своих соединений.

Загрязнение почв тяжелыми металлами практически всегда ведет к снижению их ферментативной активности, так как ингибирование ферментов является харак терным свойством металлов. Изменение вышеуказанных свойств происходит уже при менее значительном загрязнении почв – около 1 ПДК и более (Колесников и др., 1999, 2001) Под фитоэкстракцией понимается технология возделывания специально по добранных растений на загрязненных площадях для извлечения из почв тяжелых ме таллов и их концентрирование в надземной массе с последующей ее переработкой (Salt et al., 1995, Huang et al., 1997). Растения достаточно активно извлекают из за грязненных почв свинец, и поэтому методы фитоэкстракции свинца, как и других тяжелых металлов, представляют несомненно большое значение для детоксикации почв (Галиулин, Галиулина, 2003).

Фиторемедиация загрязненных почв является относительно "мягким" и недо рогим процессом в сравнении с применением рекультивации, которая требует:

1 - экскавации загрязненного слоя почв и её транспортировки на специальные свалки с последующим землеванием участка;

2 - химической обработки почвы с обработкой поверхности участка для устра нения просачивания воды;

3 - выщелачивания из почв тяжелых металлов с помощью кислых растворов и возвращения чистых почв на участок;

4 - электрокинетической чистки почв и т.д.

Фиторемедиация важна для восстановления сельскохозяйственных земель в районах с перекрывающейся промышленной и сельскохозяйственной деятельностью, где содержание в почве тяжелых металлов повышено (например, ландшафты, окру жающие Белореченский химзавод). Одним из ограничений эффективности фитоэкс тракции является доступность металлов растениям. Например, свинец растворим в почвах относительно мало и мало доступен растениям, что связано с его комплексо образованием с органическим веществом, сорбцией на оксидах и глинах, осаждени ем в форме карбонатов, гидроксидов, фосфатов и т.д. (Blayloсk et al., 1997).

Повышение концентрации тяжелых металлов в почвенном растворе с помо щью синтетических хелатообразующих агентов, которые обладают адаптивным дей ствием на поглощение их растениями, является основой фитоэкстракции загрязните ля (Huang et al., 1997). В опытах, проведенных в Катовицком воеводстве Польши (Галиулин и др., 1998), установлено, что обработка почвы веществами, повышаю щими эффективность фитоэкстракции, влияет на динамику каталазной, дегидроге назной и целлюлазной активности почв, загрязненных тяжелыми металлами. Под тверждено влияние различных концентраций хелатообразующего агента ЭДТА (эти лендиаминтетрауксусной кислоты) и ее комбинаций на ферментативную активность почв, загрязненных тяжелыми металлами. Различная концентрация тяжелых метал лов по-разному сказывается на ферментативной активности загрязненных ими почв (Галиулин и др., 1998).

Остается нерешенным вопрос эффективности мелиорации загрязненных почв, особенно черноземов (Шильников и др., 1994;

Осипов, Алексеев, 1996). В опытах научно-исследовательского института сельского хозяйства города Белгорода уста новлено, что при загрязнении пахотного слоя чернозема цинком (220 мг/кг) многие сельскохозяйственные культуры не снижают урожайности и не накапливают цинк выше санитарно-гигиенических норм. Для каждой концентрации цинка можно по добрать наиболее устойчивые культуры и получать экологически чистую продукцию (Лукин и др.,1999).

Глава 2. ЭКОЛОГИЧЕСКОЕ СОСТОЯНИЕ И ПРОБЛЕМЫ РАЗВИТИЯ ЛАНДШАФТНЫХ СИСТЕМ КРАЯ Важнейшей частью комплекса экологических проблем любого ландшафта яв ляется его загрязнение. Как правило, анализируются современные антропогенные источники загрязнения. Тем не менее, для объективной оценки экологической ситуа ции любой территории необходимо знать не только современные источники загряз нения, но и природные факторы, влияющие на поведение загрязнителей и их роль в обострении экологической ситуации тех или иных ландшафтов. Ландшафтно адаптированное землепользование в первую очередь предполагает исследование структуры почвенного покрова и выявление процессов его деструкции. Полученная информация дает возможность провести ландшафтное зонирование с выявлением участков, требующих особо охранного режима. Причинами выделения таких зон может быть не только опасность развития процессов деструкции почвенного покро ва, но и наличие видов растений и животных, внесенных в Красную Книгу.

Загрязнение ландшафта - это увеличение концентрации тех или иных веществ или энергии выше фоновых или допустимых нормативов, а также внесение чуждых ландшафту веществ, организмов и источников энергии под влиянием как антропо генных, так и природных (вулканизм, техногенная миграция веществ) факторов.

Вследствие взаимодействия компонентов ландшафта загрязнение одного из них (на пример, воздуха) вызывает загрязнение и других компонентов (растительности, поч вы), охватывая весь ландшафт. При ландшафтном мониторинге следует учитывать геохимические и биогеохимические свойства агроландшафтов и их специфические условия, в которых возможно замещение микроэлементов токсичными металлами техногенного происхождения, что существенно повышает экологический риск тер ритории (Розанов А.В., Розанов В.Г., 1990).

Большинство важных для жизни элементов, таких как железо, кальций, калий, магний, марганец, медь, хлор и др., больше привязаны к земле, чем, например, азот или углерод. Их круговороты входят в общий осадочный цикл, циркуляция в кото ром осуществляется путем эрозии, осадкообразования, горообразования, вулканизма и биологического переноса. Чем меньше эрозия, тем меньший приток веществ по требуется извне. В периоды минимальной геологической активности накопление минеральных элементов питания происходит на низменностях и в глубинах океанов за счет возвышенных районов. Этому способствует, например, распашка земель, особенно склоновых. Избыток отдельных веществ в низовьях может привести к то му, что жизнь будет «задушена» потоками ила, грязи, токсичных элементов или со единений и т.д.

Изменение содержания микроэлементов в почве немедленно сказывается на здоровье травоядных животных и человека, приводит к нарушению обмена веществ, вызывая различные эндемические заболевания местного характера. Например, в поч вах подзолистого типа с высоким содержанием железа при его взаимодействии с се рой образуется сернистое железо, которое является сильным ядом. В результате в почве уничтожается микрофлора (водоросли, бактерии), что приводит к потере пло дородия (Розанов А.В., Розанов В.Г., 1990).


Почва – важнейший индикатор экологического состояния ландшафта. При ха рактеристике почв очень трудно использовать например, ПДК тех или иных загряз няющих веществ, широко применяемых при оценке воды, воздуха, продуктов пита ния и кормов понятия. В числе главных причин - многообразие форм соединений любых элементов и веществ в почвах, от которых зависит доступность этих компо нентов растениям и, следовательно, их возможный токсический эффект. Поэтому при разработке принципов и организации почвенно-химического мониторинга при ходится учитывать состав почвы, все ее составляющие, обладающие высокой сорб ционной способностью, влияние условий на подвижность и доступность химических веществ растениям. Наиболее значительное влияние оказывает кислотность и ще лочность почв, окислительно-восстановительный режим, содержание гумуса, легко растворимые соли.

Сопротивляемость почв химическому загрязнению также зависит от водного режима, водопроницаемости, преобладания нисходящих или восходящих токов вла ги и т.п. Эти показатели наряду с уровнем сорбционной способности почв, отража ются на защитных функциях почвы по отношению к гидросфере и атмосфере, влия ют на прогрессирующие накопления в почвах химических загрязняющих веществ.

Рассматривая проблемы загрязнения, мониторинга и охраны почв, следует ос тановится на негативных последствиях применения органических и минеральных удобрений, различных мелиорирующих средств. Простейший случай негативных по следствий такого рода связан с уровнем содержания в удобрениях и мелиорантах тяжелых металлов, пестицидов и других загрязняющих химических веществ. Специ альными исследованиями было показано, что в некоторых регионах опасность за грязнения почв, вод, растений вследствие химизации земледелия может быть более высокой, чем загрязнения за счет выбросов промышленных предприятий.

Неравномерность техногенного распространения металлов усугубляется неод нородностью геохимической обстановки в природных ландшафтах. В связи с этим, для прогнозирования возможного загрязнения продуктами техногенеза и предотвра щения нежелательных последствий деятельности человека необходимо понимание законов геохимии, законов миграции химических элементов в различных природных ландшафтах. Химические элементы и их соединения, попадая в почву, претерпевают ряд превращений, рассеиваются или накапливаются в зависимости от характера гео химических барьеров, свойственных данной территории.

Продукты техногенеза в зависимости от их природы и той ландшафтной об становки, в которую они попадают, могут либо перерабатываться природными про цессами, и не вызывать существенных изменений в природе, либо сохраняться и на капливаться, губительно влияя на все живое.

Современное состояние окружающей среды в крае определяется сложностями экономического развития его отдельных регионов, уровнем технического оборудо вания некоторых производств, загрязняющих природные объекты теми или иными отходами, характером взаимоотношений природы и человека. Прежде чем изложить вопросы загрязнения ландшафтных систем с выделением наиболее опасных для био ты загрязнителей необходимо охарактеризовать состояние различных компонентов ландшафтов и выделить самые важные проблемы их функционирования - иными словами, в краткой и доступной форме дать читателю развернутую картину экологи ческой ситуации отдельных составляющих ландшафтных систем (почв, воды и т.д.) в связи с проблемой загрязнения их различными поллютантами. Это и составит основ ное содержание остальных разделов монографии.

Экологическое состояние почвенного покрова. Почвенный покров Красно дарского края выделяется заметной пестротой, что объясняется: а) многообразием рельефа, особенно в южной части края;

б) сочетанием многообразных природно климатических факторов и условий почвообразования;

в) выраженной природной зональностью;

г) сезонным и годовым варьированием климатических условий;

д) широким разнообразием растительного покрова. В степной зоне края сформирова лись различные типы черноземов с преобладанием черноземов обыкновенных, в центральной части – черноземов выщелоченных типичных и обыкновенных, в рисо вой зоне – рисовых почв, в плавневой зоне – болотных почв;

в предгорной зоне таба ководства – маломощных лесных и подзолистых почв.

По особенностям почвенного покрова, агрономическим и природно хозяйственным характеристикам территорию края условно можно разделить на природно-хозяйственных зон: 1 – зона богарного земледелия, где преобладает выра щивание озимой пшеницы;

2 – зона рисосеяния, включающая пойменную и долин ную части бассейна реки Кубань в нижнем течении;

3 – приазовская плавневая зона;

4 – зона виноградарства;

5 – предгорная зона, где сконцентрировано выращивание табака и плодовых культур;

6 – горная лесная и 7 – приморская рекреационная зона.

Во всех зонах почвы сформировались под влиянием специфических условий релье фа, климата, геохимии подстилающих пород, растительности и животного мира, а в рисовой зоне – под влиянием человека. Нельзя исключить влияние человека на трансформацию почв и во всех других зонах края.

Специфика рельефа в крае сильно влияет на распределение элементов водно теплового баланса, что, собственно, и сказалось на формировании различных типов почв. Например, на плакорных территориях сформировались черноземы всех подти пов, на склонах балок – их смытые разновидности;

в пониженных частях рельефа сформировались выщелоченные черноземы, а на повышенных территориях - черно земы карбонатные. Прямое влияние на развитие почвенного покрова оказывал и ока зывает климат, который определяет особенности и направленность физико химических и биохимических процессов в почвах.

Гранулометрический и химический состав почв в значительной мере опреде ляют геологические особенности почвообразующих пород. Важнейшим ресурсом почвообразования является растительный покров, который весьма заметно изменяет ся под воздействием деятельности человека. Изменение растительности выражается, прежде всего, в уменьшении площади лесов, в увеличении территорий под разно травными неудобьями. До 90% равнинных степных ландшафтов распахано и исполь зуется под посевы сельскохозяйственных культур, чему способствует на современ ном этапе хозяйственная деятельность человека с применением мощной техники для обработки почвы, использованием минеральных удобрений, химических средств за щиты, орошения и т.д. В процессе длительного использования пашни почвенный по кров равнинных территорий претерпел в прошлом и претерпевает сегодня весьма большие изменения, выражающиеся в ухудшении структуры пахотного слоя, сниже нии содержания в почве гумуса, питательных веществ, в развитии эрозионных про цессов, изменении кислотности почв и т.д., что в целом определяет снижение плодо родия почв, падение урожайности сельскохозяйственных культур. Развитию эрозии почв способствуют посевы широкорядных культур на склонах балок, в долинах и поймах рек. В результате развития эрозионных процессов деградация почв усилива ется в связи со смывом и размывом отдельных территорий, выносом большого коли чества биогенов, включая и органическое вещество. По нашим приблизительным подсчетам, смыв почвы с пашни в северной зоне края колеблется от 3 до 6 т на га в год, а с посевов озимых и многолетних трав, а также при сохранении стерни смыв сокращается на 1-1,5 т/га Весьма эрозионноопасными являются склоновые почвы предгорий и лесов, где после вырубки деревьев смыв почвы может доходить до 50 т на га. Развитие эро зионных процессов является важнейшим фактором снижения плодородия почв. По нашим подсчетам, с 1 га ежегодно теряется 500-700 кг гумуса, 20-25 кг азота, 8-10 кг фосфора, 80-100 кг калия. На склоновых почвах потеря гумуса составляет 1-1,2 т/га в год. Применение на склонах различных химических препаратов для борьбы с сор ными растения, болезнями и вредителями сельскохозяйственных культур, а также внесение удобрений приводит к тому, что значительная их часть сносится в аккуму лятивные экосистемы бассейнов степных рек (до 40 % и больше), что ведет к расши рению загрязняемой различными поллютантами территории, а также загрязнению ими водных систем. По нашим расчетам, при выпадении сильных дождей с их сто ком выносится до 20 % фосфора, 75 % калия, 45 % азота, внесенных перед дождями.

За последние 50 лет черноземы Кубани потеряли до 25 % гумуса. Ежегодно гумуса теряется до 0,75 т/га, составляя 75 % от общих потерь органики. Наибольшие потери гумуса от эрозии нами установлены на южных склонах в зоне богарного зем леделия. В пределах водосбора балки содержание гумуса в средней части южного склона на 1 % ниже, чем на северном склоне. К сожалению, длительных наблюдений за смывом почв мы не проводили и не имеем данных других исследований, поэтому приводимые нами результаты можно назвать предварительными. Этот вопрос, без условно, требует дополнительных исследований. Тема эрозии кубанских черноземов, да и других типов почв, заслуживает большого внимания экологов и специалистов сельского хозяйства. В связи с этим следовало бы организовать и проводить посто янный мониторинг этого процесса и его влияния на состояние почв.

Особого внимания заслуживает изучение вопросов дегумификации почв в свя зи с недостаточным внесением органических удобрений и формированием урожая за счет почвенных запасов элементов питания, образующихся в процессе минерализа ции органики.

Ежегодно минерализация гумуса под пшеницей в зоне богарного земледелия, по нашим расчетам, составляет примерно 1т/га и выше, под пропашными культура ми – более 2 т/га, под многолетними травами минерализация гумуса не превышает 0,2-0,3 т/га. Падение органического вещества в процессе его минерализации в черно земах доходит до определенного уровня, который, по нашим расчетам, составляет в черноземах 1,2-1,5 %. Этот минимальный уровень содержания гумуса в почве опре деляется наиболее устойчивой частью органического вещества, которая даже при благоприятных условиях весьма трудно минерализуется. Если содержание гумуса относительно этого нижнего порога будет нарастать, значит внедряемая система земледелия будет способствовать повышению плодородия почвы.

Процессы разложения и накопления органики в почве, а значит, и баланс гу муса в почве в известной степени можно регулировать за счет совершенствования структуры посевных площадей и правильно разработанных севооборотов. По нашим данным, за восьмилетний период исследований этой проблемы в зоне богарного зем леделия (на примере колхоза «Заветы Ильича» Ленинградского района), при 30 % ном насыщении севооборота многолетними травами складывается низкодефицитный баланс гумуса в почве, и его ежегодные потери составляют 0,1-0,15 т/га. Если в сево обороте доля зерновых культур составляет 50-60 %, потери гумуса доходят до 2 т/га.

Для компенсации потерь гумуса в этом случае ежегодно надо вносить до 20 т/га пе регноя. Если севооборот насыщен пропашными культурами (до 75 %), перегноя надо вносить до 30-35 т/га ежегодно. Изменение содержания гумуса в почве и основных минеральных веществ (азота, фосфора, калия) меняет кислотность почвы. Подкисле ние почвы снижает долю нитратного азота и повышает аммонийный, а также его общее количество. Снижение гумуса в почве ведет к ухудшению её физических свойств, снижению продуктивности сельскохозяйственных культур и является одной из причин переуплотнения почв.

Длительное применение орошения также способствует уплотнению почв и их слитности, придает почвам глыбистый характер. Длительное орошение черноземов ухудшает их структуру, снижает количество агрономически ценных структурных аг регатов и их водопрочность. Снижение плодородия почв вызывает почвоутомление, что определяется повышением роли отрицательной микрофлоры, снижением биохи мической активности почв. Почвоутомление проявляется в снижении плодородия, понижении продуктивности растений из-за угнетения их роста и развития. Почво утомление проявляется также при возделывании одной и той же культуры в течение нескольких лет. Больше всего повторные посевы снижают продуктивность пропаш ных культур (до 60 % и выше), колосовых культур - до 50 %, а бобовых - до 25 %.

Внесение минеральных удобрений на таких посевах приводит к падению урожая спустя 2-3 года по сравнению с неудобренными площадями.

Наряду с биологическим токсикозом (почвоутомление) возможно и проявле ние химического токсикоза почв, которое наступает при неправильном использова нии различных химических соединений. Например, внесение химических удобрений вместе с полезными элементами привносит в почву и загрязняющие токсические ве щества, что объясняется весьма несовершенной технологией их производства. На пример, с фосфорными удобрениями в почву поступает практически «вся таблица Менделеева»: большое количество фтора, меди, марганца, хрома, ванадия, стронция и других тяжелых металлов. С внесением навоза в почву поступает большое количе ство кадмия, свинца, цинка и других элементов. По нашим данным, в навозе содер жится свинца до 8 мг/кг сухой массы, кадмия - до 0,5, кобальта - до 8, никеля - до мг/кг и т.д. Большое количество токсичных элементов содержится в сапропели: на кг сухой массы приходится до 100 мг кадмия. В фосфогипсе содержание стронция доходит до 3 кг на 1 тонну, до 0,5 кг фтора и т.д.

Сточные воды содержат большое количество тяжелых металлов, особенно свинца, хрома, кадмия, молибдена, никеля, кобальта, меди, а также много патоген ных организмов, которые вредны для животных и человека.

При сильном загрязнении почв тяжелыми металлами зерновые снижают уро жайность до 25 %, сахарная свекла - до 30 %, бобовые - до 40 %.

Почвы края загрязнены также рядом тяжелых металлов: например, 95 % изу ченных проб содержали подвижный свинец на уровне 0,25-0,75 ПДК, 2 % - до ПДК;

валовый свинец в количестве до 10 ПДК содержался в 5 % почвенных проб, а на уровне ПДК – в 14 %. В зонах виноградарства и рекреации значительная часть почв (37 и 17 %) загрязнена валовой и подвижной медью (80 и 55 % соответственно), а также кадмием, цинком, марганцем и другими элементами.

Тяжелые металлы в значительных количествах накапливаются и в раститель ной продукции, особенно в листьях, коре деревьев и их молодых побегах. Исследо вания, проведенные НИИ ПЭЭ, показывают, что в листьях каштана конского, ореха черного и других пород, произрастающих вдоль дорог с интенсивным автомобиль ным движением, накапливается в 3-5 раз больше свинца, никеля, цинка по сравне нию с деревьями, произрастающими в Ботаническом саду КГАУ. Сжигание таких листьев приводит к освобождению большого количества тяжелых металлов, разно симых ветром на большие расстояния, и значительная их часть вдыхается животны ми, людьми, поглощается молодыми растениями.

Проведенное Институтом экологии Кубанского госагроуниверситета обследо вание почв на содержание валовых форм тяжелых металлов (на базе колхоза «Заветы Ильича») показывает, что наблюдается постепенная аккумуляция в верхних горизон тах почвы таких тяжелых металлов, как свинец, кадмий, цинк, медь и некоторые другие. Среднего уровня загрязнения почвы достигают по свинцу, меди и кобальту.

Содержание тяжелых металлов в почвах края, по данным Института, сегодня не дос тигает критических величин, но их аккумуляция, подтвержденная нашими восьми летними исследованиями, безусловно, должна стать важной причиной анализа этой проблемы, хотя бы в основных районах сельскохозяйственного производства. На пример, средняя годовая скорость накопления свинца доходит до 0,02 мг/кг почвы, а меди - до 0,01, кадмия - до 0,002. Если современная тенденция сохранится, то черно земы нашего края будут сильно загрязнены свинцом примерно через 30 лет, цинком – через 100 лет, кадмием и кобальтом - через 150-200 лет.

Нынешняя система земледелия негативно влияет на динамику подвижных форм тяжелых металлов, что проявляется в ускорении накопления свинца, меди, ни келя, загрязнение которыми уже сегодня достигает весьма существенного уровня.

Снижение подвижных форм таких элементов, как кобальт, цинк, молибден, является причиной их дефицита для растений на отдельных площадях. Загрязнение почв со единениями кадмия, свинца, никеля, ртути, мышьяка, хрома, сурьмы и фтора харак терно для зоны, окружающей промышленные предприятий химического или метал лургического направления. В почвах окружающих металлургические и химические заводы ландшафтов нередко наблюдается существенное превышение ПДК по ряду тяжелых металлов;

большое количество загрязнителей поступает в почву также от автотранспорта на территориях, прилегающих к автомагистралям. По нашим иссле дованиям, загрязнение почв тяжелыми металлами от выбросов автотранспорта вдоль таких трасс, как Краснодар-Темрюк, в значительных количествах проявляется на расстоянии от трассы до 200-300 м и больше. На дорогах местного значения замет ное содержание тяжелых металлов проявляется на удалении от них до 150 м.

Почвы загрязняются также радиоактивными веществами, промышленными и бытовыми отходами, а при их складировании на необорудованных свалках, помимо почв, ими загрязняются поверхностные и грунтовые воды.

Особую тревогу представляет прогрессирующая потеря гумуса кубанскими черноземами;

только за послевоенные 15-20 лет содержание гумуса в черноземах Краснодарского края сократилось в среднем на 21-25 %. На наиболее плодородных выщелоченных черноземах за 100 лет интенсивной земледельческой деятельности эта потеря составляет 40 %, а на староорошаемых рисовых полях за последние 35 лет – около 37 %. В настоящее время практически во всех без исключения сельскохозяй ственных зонах края получение продукции растениеводства идет за счет потенци ального плодородия почв при отрицательном балансе питательных веществ, усугуб ляя и без того кризисное состояние почвенного покрова.

Согласно данным НИИ ПЭЭ по фоновой оценке почв всего края в 1999- гг., свыше 26 % площадей равнинной зоны богарного земледелия содержат гумуса меньше 3 %, а в зоне рисосеяния - свыше 46 % таких почв, 43 % - в приморских рай онах и 61 % - в зоне виноградарства.

Важной экологической проблемой является загрязнение окружающей среды пестицидами. Содержание хлорорганических пестицидов обнаружено в почвах прак тически на всей территории края, особенно их много в почвах зоны богарного земле делия, предгорной зоны, а также в рекреационной зоне;

ДДТ обнаружен в целом по краю в 97 % почвенных образцов.

По данным инвентаризации в 2001 г., в 380 хозяйствах края выявлено свыше 2500 т устаревших и пришедших в негодность пестицидов, из которых более 30 % составляют сильнодействующие соединения, представляющие угрозу здоровью лю дей. Эти препараты хранятся в химскладах, часть которых находится в аварийном состоянии;

их тара из-за длительного срока хранения (15-20 лет) пришла в негод ность, охрана складов не осуществляется, а пестициды расхищаются и бесконтроль но используются. Зафиксированы случаи, когда сельхозпредприятия или фермерские хозяйства, на чьей территории расположены склады с пестицидами, сами избавляют ся от токсичных ядохимикатов. В Тбилисском районе в лесополосе было обнаружено 30 барабанов гранозана (ртутьсодержащий пестицид), в станице Новотитаровской в осушительном канале, впадающем в реку Понура, - 209 мешков байлетона. Серьез ный вред окружающей среде наносит также неправильное применение, хранение и реализация химических средств защиты растений. В крае существуют сотни фирм и частных предпринимателей, торгующих химпрепаратами. Есть случаи реализации препаратов сомнительного качества и с истекшими сроками годности. Перечислен ные факты указывают на неотложность решения проблемы химического загрязнения почв и водоемов края.



Pages:     | 1 || 3 | 4 |   ...   | 13 |
 





 
© 2013 www.libed.ru - «Бесплатная библиотека научно-практических конференций»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.