Экологическое состояние природных и техногенных экосистем Среднего Поволжья и их реабилитация
Содержание тяжелых металлов в почвенном и растительном покрове и вклад разных источников поступление в экосистемы. Степень деградации городских почв и их устойчивость при негативных воздействиях, воздействие техногенных поллютантов на изменение свойств.
Рубрика | Экология и охрана природы |
Вид | автореферат |
Язык | русский |
Дата добавления | 25.12.2017 |
Размер файла | 488,0 K |
Отправить свою хорошую работу в базу знаний просто. Используйте форму, расположенную ниже
Студенты, аспиранты, молодые ученые, использующие базу знаний в своей учебе и работе, будут вам очень благодарны.
При попадании нефти в почву микрофлора испытывает стресс, который вызывается высокой концентрацией углеводородов. Резко почти в 3 раза снижается количество микроорганизмов, усваивающих азот из органических азотсодержащих соединений. Вместе с этим появляются микроорганизмы, потребляющие минеральные формы азота, а это значит, что идет сильная иммобилизация (закрепление в микробной клетке) этих соединений. В этом случае микроорганизмы выступают как конкуренты культурных растений в потреблении азотной пищи.
Таблица15. Влияние нефти на численность микроорганизмов основных эколого-трофических групп (среднее за 3 года).
Вариант опыта |
Бактерии, усваивающие азот, млн/г |
Микроорганизмы, млн/г |
Показатель минерализации-иммобилизации |
Показатель олиготрофности, % |
|||
органический |
минеральный |
эвтрофные |
олиготрофные |
||||
Контроль |
10,7 |
32,9 |
51,9 |
59,3 |
3,85 |
114 |
|
Нефть: 5 л/м2 |
5,2 |
35,7 |
56,2 |
78,1 |
3,75 |
139 |
|
10 л/м2 |
7,1 |
39,0 |
33,7 |
68,2 |
9,81 |
162 |
|
20 л/м2 |
3,5 |
47,4 |
43,1 |
70,2 |
11,3 |
202 |
Зона устойчивости бактерий, утилизирующих минеральный азот, гораздо шире. О наличии их в составе популяций, устойчивых к более сильному загрязнению, свидетельствует увеличение их численности при уровнях нефти 20 литров на квадратный метр. Высокий процент олиготрофов в микробном комплексе (их на 37% больше, чем эвтрофных микроорганизмов) и достаточно высокие в абсолютном выражении показатели при уровнях загрязнения от 5 до 20 литров на квадратный метр, позволяют отнести их к наиболее устойчивой части микробного ценоза чернозема выщелоченного. Преобладание олиготрофов в почве указывает на неблагоприятный трофический режим.
Изучение нитрификационной способности чернозема при разном уровне загрязнения нефтью дает основание выявить потенциальные возможности почв к образованию одной из главных форм минерального азота - нитратной в обеспечении растений азотным питанием. Загрязнение нефтью вызывает ухудшение азотного режима, что обусловлено перестройкой в микробном ценозе почвы.
Поступление углеводородов вызывает кардинальную перестройку состава микробного сообщества, стимулируя развитие популяций, перерабатывающих этот субстрат и потребляющих значительное количество азота. По мнению Д.Г. Звягинцева и В.С. Гузева, депрессия нитрификационного процесса является своеобразным механизмом ауторегуляции биохимических процессов в условиях значительного расширения соотношения С:N, который заключается в направлении круговорота азота по более короткозамкнутому циклу.
Исследования показали, что при компостировании почвы при температуре 25оС и 60% капиллярной влагоемкости и полном доступе воздуха, нитрификационная способность не только не увеличивалась, но даже снижалась с увеличением количества сырой нефти (табл. 16).
С увеличением количества нефти, попавшей в почву, содержание нитратного азота снижалось как до компостирования, так и после него. По сравнению с незагрязненной почвой нитрификационная способность снижалась на 26-130%.
Период наибольшего дефицита минерального азота частично совпадает с периодом максимального развития углеводородоокисляющих микроорганизмов. Возможно, что снижение нитрификации было вызвано не столько прямым токсическим действием углеводородов, сколько перестройкой трофических цепей, вследствие чего нитратный азот сразу же «перехватывается» микроорганизмами. Об этом свидетельствует количество их потребляющих минеральных форм азота.
деградация почва экосистема поллютант
Таблица 16. Содержание нитратного азота в зависимости от доз нефти (среднее за 3 года).
№ п/п |
Варианты опыта |
Количество нитратного азота, мг/кг воздушно-сухой почвы |
|||
До компостирования |
После компостирования |
Нитрификационная способность |
|||
1 |
Контроль |
5,8 |
29,5 |
23,7 |
|
2 |
нефть 5 л/м2 |
3,4 |
20,4 |
17,0 |
|
3 |
10 л/м2 |
3,0 |
10,1 |
7,1 |
|
4 |
20 л/м2 |
2,4 |
2,7 |
0,3 |
Важным показателем интенсивности трансформации углеродсодержащих соединений в почве является уровень выделения углекислого газа или «дыхание почвы».
Определение СО2 проводили один раз за вегетацию зерновых культур, в период их выхода в трубку - начало колошения. Исследования показали, что при внесении нефти в почву разложение органических веществ несколько снижалось. Вместе с тем выявить влияние повышенных доз поллютанта на этот процесс не удалось. Если на контроле выделялось за трехчасовую экспозицию 585 мл/час СО2, то при внесении нефти 5,10,20 л/м2 соответственно 400, 430-450 мл /час СО2.
Глава 5. Оценка применимости различных показателей биологического состояния в диагностике загрязнения объектов исследования
В настоящее время по многочисленному мнению как российских, так и зарубежных ученых можно говорить о появлении нового экологического фактора - загрязненного атмосферного воздуха, оказывающего значительное влияние на биосферу и на растения в частности (Rice, 1970; Помазкина и др., 1999; Протасов, 2001; Юфит, 2002; Добровольский, 2003, Николайченко, 2007). Под воздействием атмосферных загрязнений на листьях растений появляются различные повреждения, ухудшается рот растений (особенно древесных), снижается продуктивность сельскохозяйственных культур, в некоторых случаях происходит гибель естественных фитоценозов (Илькун, 1970; Эверт, 1970; Николаевский, 1979; Глазачев, 1980; Стрельцов А.Б., 1999; Черненькова Т.В., 2002; Банникова, Мамошина, 2005).
Наиболее распространенный метод биоиндикации - анализ видимых повреждений (Меннинг У.Дж., 1985). Видимые микроскопические изменения листьев наиболее чувствительных древесных растений можно использовать для первоначальной оценки аэротехногенного загрязнения городов (Федорова, Никольская, 1997). Повреждаемость деревьев и кустарников может быть ответной реакцией на токсичность среды обитания.
Обследования состояния посадок древесных растений в промышленных районах г. Пензы и в рекреационной зоне (п. Ахуны) проводили с июня по сентябрь. Изучалось состояние древесных и кустарниковых пород: каштана конского (Aesuelus hippocastanum), березы повислой (Betula pendula), клена остролистного (Acer platanoides), липы мелколистной (Tilia cordata mill), тополя черного (Populus nigro), ели колючей (Picea pungens), рябины обыкновенной (Sorbus aucuparia L.), акации белой (Robinia preudacacia). Были исследованы морфолого-физиологические показатели: такие как поражение листьев; площадь поверхности листьев; показатели водного режима.
Наблюдения проведенные нами 2000-2006 гг. показали, что аэротехногенное загрязнение проявлялось в поражении листовых пластинок уже в начальный период вегетации растений (первая декада июня). Они выражались в появлении «медной росы» (у липы и клена), потере тургора, возникновении хлорозов, изменении окраски (пожелтение, побурение, побронзовение), появлении некрозов, искривления листовой пластинки и возникновении уродливых форм листьев (у каштана и рябины). Негативные изменения особенно отмечались в условиях сухого лета и привели к тому, что у некоторых пород деревьев (каштан конский, липа мелколистная, клен остролистный) уже в конце июля - начале августа листья имеют 50-60% хлоротично-некротической поверхности. Наиболее сильно хлорозы и некротические повреждения выражены у чувствительных пород - каштана конского и липы мелколистной, тогда как у тополя черного поражение листьев не превышало 10%, причем нижние ветви, обращенные к дороге, повреждаются сильнее верхних. Видимые повреждения обычно неспецифичны и могут указывать на различные факторы, которым подвергаются высшие растения.
Таким образом, видимые макроскопические изменения листьев наиболее чувствительных древесных растений можно использовать для первоначальной оценки загрязнения.
Сведения относительно использования содержания хлорофилла (и других пигментов) как биоиндикационных признаков в литературе противоречивы. Ряд ученых считает этот признак недостаточно информативным и специфическим, хотя первой стадией видимых хлорозов листьев как раз и является разрушение хлорофилла под влиянием неблагоприятных факторов (Miller, Parmeter, 1969; Halbwachs, 1970, 1971, Попова, 2007). В то же время другие исследования показали, что у чувствительных к загрязнению видов наблюдается до появления видимых изменений снижение содержания хлорофилла и это может служить достаточно надежным неспецифическим биоиндикационным признаком (Гремта, 1970; Илькун, 1970; Майдебура, 2006).
В связи с этим в качестве фитоиндикаторов, нами были использованы газочувствительные виды древесных растений - клен остролистный и ель обыкновенная.
Результаты исследования показали, что уровень содержания хлорофилла у древесных пород колебался в значительных пределах. Несмотря на то, что общая тенденция изменения содержания хлорофиллов под влиянием загрязнения атмосферы была схожа у исследуемых видов, отмечено, что содержание хлорофилла лиственных пород (клен остролистный) было несколько выше, чем у хвойных пород. Однако известно, что недостаток азота, железа и других элементов также быстро сказывается на окраске листьев и разрушении хлорофилла в них и очень часто используется для оценки низкого плодородия почв (Гремта, 1970; Илькун, 1970). Поэтому определение хлорофилла не может быть биоиндикационным признаком и этот показатель следует учитывать и использовать в сочетании с другими признаками.
Водный режим растений - один из информативных специфических показателей воздушной и почвенной среды. Нами был определен водный дефицит, относительный тургор, водоудерживающая способность и др. показатели водного режима. Результаты исследования показали, что в засушливый период, даже на контрольном участке (п. Ахуны) все показатели водного режима характеризовались значительной вариабельностью.
Считается, что одним из индикаторных показателей является площадь листьев и асимметрия листа. Исследовались образцы из зон с различной степенью загрязнения. Результаты морфометрических измерений показали среднее (каштан конский и береза) и сильное (липа и тополь черный) варьирование признака. Характерное некоторое увеличение средней площади листьев в промышленной зоне и ТЭЦ, по сравнению с контролем, возможно обусловлено действием невысоких концентраций загрязняющих веществ (окислов азота, серы и т.д.), а уменьшение, с увеличением транспортной нагрузки, что подтверждается корреляционным анализом. Следовательно, площадь листа не является достаточно информативным биоиндикационным признаком в связи с ее сильной изменчивостью.
Наиболее доступная и широко применяемая морфогенетическая мера нарушения стабильности развития - флуктуирующая асимметрия (ФА) как результат неспособности организма развиваться по точно определенным путям. Под флуктуирующей асимметрией понимают мелкие ненаправленные отклонения от симметричного состояния (Захаров, 1987; Егорова, 2006). Для оценки неблагополучия городской среды можно использовать флуктуирующую асимметрию тополя черного (Populus nigra) и березы повислой (Betula pendula).
Таблица 17. Флуктуирующая асимметрия листьев древесных растений в точках исследования
Место отбора |
Липа |
Тополь |
Каштан |
Береза |
|
проб |
мелколистная |
черный |
конский |
повислая |
|
Лес - контроль |
0,019 |
0,014 |
0,022 |
0,008 |
|
ТЭЦ |
0,024 |
0,025 |
0,034 |
0,018 |
|
ОАО «Пензмаш» |
0,020 |
0,022 |
0,020 |
0,020 |
|
Автомагистраль |
0,041 |
0,027 |
0,039 |
0,024 |
|
Пределы варьирования |
0,014-0,056 |
0,011-0,034 |
0,010-0,040 |
0,006 - 0,029 |
Результаты исследований ФА показали (табл. 17), достоверное превышение различия, между левой и правой сторонами листа, на объектах теплоэнергетики и автомагистрали, по сравнению с контролем и отмечалась у тополя, березы (в половине всех случаев). Поэтому именно эти древесные породы можно использовать с большей вероятностью для оценки неблагополучия городской среды, что согласуется с данными Никольской, Федоровой, Поршневой, 1987; Шунелько, 2000; Солдатовой, 2006.
Совместное действие нескольких загрязнителей воздуха (автотранспорт, промышленные предприятия) оказывает усиливающее негативное действие на растительность, в результате чего происходит снижение относительного жизненного состояния древостоя за счет увеличения пораженности листа и кроны, снижения облиственности кроны всех исследованных растений, что не может не сказаться на общей продуктивности растений. На основании полученных нами данных, уровень устойчивости исследованных видов древесных пород к загрязнению воздушной среды снижался в ряду: ель колючая - клен остролистный - липа мелколистная - рябина обыкновенная.
Диагностика повреждений (густоты кроны, наличие на стволе мертвых сучьев, степень повреждения листьев) и оценка их относительного состояния показали, что негативное влияние загрязнения на изучаемые виды увеличивалось в следующем ряду: лес - ТЭЦ - промышленный комплекс - автомагистраль. Уровень устойчивости, исследуемых видов пород к загрязнению, снижался в ряду: ель - клен - тополь - береза - акация - каштан - липа - рябина (рис. 5).
Рисунок 5. Диагностические признаки древостоя
В качестве растений биоиндикаторов могут быть рекомендованы - липа мелколистная и рябина обыкновенная (Шаркова, Надежкина, 2007).
Результаты оценки, применимости различных показателей биоиндикации, в диагностике загрязнения окружающей среды показали, что такие показатели, как: площадь листа (в связи с сильной ее изменчивостью), показатели водного режима (в связи со значительной вариабельнностью), содержание хлорофилла (т.к. недостаток N, Fe и др. элементов также сказывается на окраске листьев и содержании хлорофилла) - являются недостаточно информативными.
Анализ анатомо-морфологического состояния древесных пород, произрастающих в условиях различного загрязнения воздушного бассейна в черте города, дал возможность установить растения - биоиндикаторы (липа мелколистная, каштан конский, рябина обыкновенная) и для определения пригодности местообитания произрастающих пород деревьев. При оценке влияния загрязнения воздушного бассейна города, в качестве основного способа для фитомониторинга можно использовать тестовый показатель флуктуирующую асимметрию листовых пластинок.
Показателями биологической активности, применямыми в биоиндикации почв, могут служить количество микроорганизмов, активность ферментов азотного обмена и катализирующих окислительные процессы (оксидоредуктаз); выделение углекислоты, то есть «дыхание» почвы; скорость разложения клетчатки; способность почвы к аммонификации и накоплению нитратов.
Для биоиндикации антропогенного влияния вредных выбросов на почву были использованы микробиологические методы исследования. Известно, что комплекс почвенных микроорганизмов является наиболее мобильным показателем, чутко отражающим изменение окружающих условий, попадание в почву вредных ингредиентов.
Результаты исследований по изучению влияния загрязнения на эколого-трофические группы микроорганизмов почвы показали, что численность основных их групп: аммонификаторов, иммобилизаторов азота, олигонитрофилов, целлюлозоразрушающих, актиномицетов, была меньше, чем на контроле. Численность грибов значительно варьировала на контроле и в опытных образцах с объекта, но тенденции к ее снижению также просматривались.
Таким образом, развитие всех эколого-трофических групп почвенных микроорганизмов было угнетено. Наиболее чувствительна бактериальная микрофлора, степень ингибирования наибольшая особенно для группы олиготрофов. Мицелиальные формы почвенных микроорганизмов (грибы, актиномицеты) оказались более устойчивыми к воздействию вредных ингредиентов на почву, ингибирование их развитие наблюдали на прилегающей территории завода, котельной, автомобильной магистрали, где бактериальные формы снижали свою численность уже на порядок. Среди целлюлозоразрушающих микроорганизмов 90-95% составляли актиномицеты, но чувствительность этой группы была значительно выше, чем всего пула актиномицетов в почвы. Установлен новый факт достоверности снижения численности и биомассы микроорганизмов по мере возрастания степени загрязнения почвы выбросами.
Снижение абсолютной численности и изменение соотношения эколого-трофических групп почвенных микроорганизмов (бактериальных и мецелиальных форм) может быть эффективным индикатором техногенной нагрузки на почву
Для оценки антропогенного влияния на почву токсических веществ, оперативным и прогрессивным являются биохимические показатели, дающие сведения о динамике важнейших ферментативных процессов в почвах (Казеев, 2001; Колесников, 2004).
Некоторые показатели биологической активности при возникновении в почве стрессовой ситуации изменяются раньше, чем другие почвенные характеристики, например, агрохимические (Звягинцев, 1989, Лебедева, 1984). Ферментативная активность почвы является одним из таких показателей.
В рамках исследования проводилось изучение влияния мышьяка на инвертазную, уреазную, каталазную и протеазную активности серой лесной легкосуглинистой почвы. Выбор именно этого химического элемента для изучения обусловлен следующими соображениями: токсичность мышьяка хорошо известна. В организм человека он поступает с воздухом, водой и пищей. Его повышенное содержание может привести к таким заболеваниям как нарушение функций желудка, рак легких и кожи, невритам.
В результате проведенных исследований влияния прежнего уничтожения химического оружия (УХО) в пригородной зоне установлено, что техногенное загрязнение мышьяком подавляет ферментативную активность почвы. С увеличением степени загрязнения ее мышьяком резко снижается активность ферментов: уреазы, каталазы, инвертазы и протеазы (табл. 18).
Таблица 18. Ферментативная активность серой лесной легкосуглинистой почвы при загрязнении мышьяком (среднее за 4 года)
Расстояние от мест УХО, м |
As, мг/кг |
Уреаза |
Каталаза |
Инвертаза |
Протеаза |
|
50 |
87,20 |
0,5 |
не обнаружено |
1,7 |
не обнаружено |
|
100 |
65,10 |
1,7 |
не обнаружено |
2,9 |
0,3 |
|
200 |
13,20 |
1,9 |
0,4 |
4,8 |
0,9 |
|
500 |
3,47 |
2,4 |
0,4 |
6,7 |
2,5 |
|
1000 |
2,83 |
8,7 |
1,1 |
13,0 |
5,0 |
|
2000 |
2,12 |
13,0 |
2,9 |
26,8 |
7,3 |
|
Фон |
0,18 |
17,4 |
4,0 |
42,0 |
19,5 |
По степени устойчивости к загрязнению мышьяком почвенные ферменты располагаются следующим образом: уреаза > инвертаза > протеаза > каталаза.
Результаты наших исследований показали, что связь активности ферментов с количеством мышьяка в почве выражается следующими уравнениями регрессии:
Уреазная активность = 8,20 - 0,29As + 0,002 As0,5 r2 = 0,618
Инвертазная активность = 29,88 + 0,732 As - 9,63 As2 r2 = 0,623
Протеазная активность = 9,56 + 0,238 As - 3,165 As2 r2 = 0,770
Каталазная активность = 3,08 + 0,081 As - 1,069 As0,5 r2 = 0,561
Установленные связи позволяют использовать показатели ферментативной активности почв в качестве индикаторов загрязнения почв мышьяком.
Глава 6. Оценка приемов реабилитации техногенно-загрязненных почв
При техногенном воздействии, как было показано выше, наблюдается устойчивая тенденция к накоплению ТМ и мышьяка в серой лесной почве, поэтому одной из задач наших исследований был поиск приемов снижения подвижности их и поступления в растения, выращенные на почвах, испытывающих значительное загрязнение.
Поступая в почву в больших количествах ТМ, в первую очередь влияют на биологические свойства почвы, кроме того, способны изменять и более консервативные её признаки, такие как гумусное состояние, структуру, кислотность и др. В итоге всё это ведет к частичной, а в некоторых случаях и к полной утрате плодородных свойств почвы (Эрих, 1981; Смит, 1985; Марфенина, 1991; Орлов и др., 1991; Ильин, 1995; Колесников, Казеев, Вальков, 2000; Lester, 1985; Гармаш, Графская, 2002).
Большинство ТМ наиболее подвижны в кислой среде (рН < 5). Почвы лесостепи Приволжской возвышенности даже под целинной травянистой растительностью характеризуются значительной гидролитической кислотностью, достигающей 3-6 мг-экв/100 г. почвы (Кузнецов и др., 1966; Лебедева, Семина, 1974; Лобов и др., 1984; Надежкин, 1999).
Для реабилитации химически загрязнённых почв необходим комплекс мероприятий, включающий химическое связывание токсических веществ в недоступные для растений соединения, биогенное обогащение, агротехнические, мелиоративные и другие приёмы (Минеев, 1990; Фатеев, Самохвалов, Мирошниченко, 2000).
Значение известкования как способа мелиорации почв общеизвестно и хорошо изучено для дерново-подзолистых почв (Алямовский, 1941; Корнилов, 1955; Кедров-Зихман, Ярусов, 1955; Авдонин, 1969; Небольсин, 1983; Шильников, Лебедева, 1987; Аканова, 2003 и др.). Внесение минеральных и органических удобрений также ведут к ограничению подвижности загрязняющих веществ и следовательно к снижению токсичного действия их на растения (Ильин, Степанова, 1982; Зырин, 1985; Колесников, Казеев, Вальков 2000; Помазкина, Котова, Лубнина, Зорина, Лаврентьева, 2004).
6.1 Влияние приемов реабилитации на содержание поллютантов в серой лесной почве
Нами было изучено в качестве приема снижающего техногенное воздействие, - известкование, внесение вермикомпоста и минеральных удобрений.
Влияние изучаемых приемов на содержание тяжелых металлов характеризовалось тем, что под влиянием известкования доломитовой мукой по полной гидролитической кислотности существенно снизилось количество подвижных форм всех металлов и увеличилось мышьяка (таб. 20).
Так после уборки яровой пшеницы содержание Pb было на 21-29%, Cd на 22-36, Zn - на 26-34, Сu - на 41-50, Ni - на 31-34, Mn - на 24-25% ниже чем на контроле.
В последующем эта тенденция сохранялась и после уборки четвертой культуры севооборота (озимой ржи). Количество подвижных форм тяжелых металлов было даже ниже, чем после яровой пшеницы. Это обстоятельство свидетельствует о продолжительном мелиорирующем действии известкования на содержание тяжелых металлов в серой лесной почве.
Таблица 19. Содержание подвижных форм ТМ под влиянием доломитовой муки и минеральных удобрений в серой лесной почве, мг/кг почвы, слой 0 - 15 см
Варианты опыта |
Pb |
Cd |
Zn |
Cu |
Ni |
Mn |
As |
|
1 поле, 1996 г., перед внесением удобрений |
||||||||
Без удобрения |
2,4 |
0,11 |
3,9 |
0,41 |
1,40 |
47,3 |
0,42 |
|
1997 г., после уборки яровой пшеницы, сорт Л-503 |
||||||||
P30K30 |
2,4 |
0,11 |
3,8 |
0,40 |
1,41 |
47,3 |
0,42 |
|
N30P40K40 |
2,4 |
0,12 |
3,9 |
0,39 |
1,39 |
47,5 |
0,39 |
|
Ca1.0 |
1,7 |
0,07 |
2,5 |
0,26 |
0,97 |
36,1 |
0,53 |
|
Ca1.0+ N30P40K40 |
1,9 |
0,09 |
3,7 |
0,30 |
1,12 |
41,3 |
0,49 |
|
2000 г. после уборки озимой ржи |
||||||||
P30K30 |
2,4 |
0,12 |
3,8 |
0,42 |
1,42 |
47,1 |
0,44 |
|
N30P40K40 |
2,4 |
0,11 |
3,7 |
0,44 |
1,45 |
47,0 |
0,38 |
|
Ca1.0 |
1,5 |
0,06 |
2,1 |
0,19 |
0,85 |
28,3 |
0,57 |
|
Ca1.0+ N30P40K40 |
1,8 |
0,09 |
3,1 |
0,25 |
1,04 |
35,9 |
0,48 |
|
2 поле, 1997 г., перед внесением удобрений |
||||||||
7,2 |
0,09 |
4,2 |
0,33 |
0,97 |
41,3 |
0,21 |
||
1998 г., после уборки яровой пшеницы, сорт Л-503 |
||||||||
P30K30 |
7,3 |
0,09 |
4,2 |
0,34 |
1,02 |
41,0 |
0,21 |
|
N30P40K40 |
7,3 |
0,10 |
4,2 |
0,35 |
1,00 |
41,8 |
0,19 |
|
Ca1.0 |
5,8 |
0,07 |
3,1 |
0,20 |
0,68 |
30,4 |
0,27 |
|
Ca1.0+ N30P40K40 |
6,4 |
0,08 |
3,5 |
0,24 |
0,82 |
35,2 |
0,22 |
|
2001 г. после уборки озимой ржи |
||||||||
P30K30 |
7,2 |
0,10 |
4,1 |
0,33 |
0,99 |
40,9 |
0,20 |
|
N30P40K40 |
7,3 |
0,10 |
4,3 |
0,35 |
1,02 |
41,4 |
0,17 |
|
Ca1.0 |
4,3 |
0,06 |
2,4 |
0,18 |
0,52 |
24,1 |
0,33 |
|
Ca1.0+ N30P40K40 |
5,1 |
0,07 |
3,1 |
0,29 |
0,73 |
25,9 |
0,24 |
|
ПДК |
6,0 |
1,0 |
23 |
3,0 |
4,0 |
500 |
Действие доломитовой муки на подвижность мышьяка существенно отличалась. Так, после уборки яровой пшеницы количество подвижных форм As возрастало на 26-29%, после 4-ой культуры - на 30-65% по сравнению с контролем. То есть, нейтрализация кислотности вызывает увеличение подвижности данного элемента.
Минеральные удобрения в дозах N30P40K40 не оказывали существенного влияния на количество Pb, Cd, Zn, Cu, Ni и Mn (табл. 21). Что касается мышьяка, то после уборки яровой пшеницы подвижность его по сравнению с неудобренным вариантом снижалась на 5-9%. Ежегодное в течение 4-х лет применение минеральных удобрений (N150, P180 K200) в сумме за 4 года вызвало снижение содержания подвижного As на 8-21% к неудобренному фону.
Использование биогумуса в дозе 6 т/га под яровую пшеницу способствовало частичному закреплению тяжелых металлов в почве и переводу определенного их количества в труднодоступные формы. Так после уборки яровой пшеницы содержание Pb снижалось на 21%, Сd - 33, Zn - 24, Cu - 38-46%, Ni - 28-34 и Mn на 17-22% по сравнению с неудобренным вариантом. В последующем (через 3 года) положительное действие биогумуса на подвижность тяжелых металлов несколько снижалось.
Использование N30 на фоне P40K40 не оказывало существенного влияния на содержание подвижных форм тяжелых металлов, но наметилась тенденция снижения подвижности мышьяка (табл. 18).
Таблица 20. Содержание подвижных форм ТМ под влиянием биогумуса и минеральных удобрений в серой лесной почве, мг/кг почвы, слой 0 - 15 см
Варианты опыта |
Pb |
Cd |
Zn |
Cu |
Ni |
Mn |
As |
|
1 поле, 1996 г., перед внесением удобрений |
||||||||
Без удобрения |
2,3 |
0,11 |
3,8 |
0,38 |
1,42 |
47,2 |
0,38 |
|
1997 г., после уборки яровой пшеницы, сорт Л-503 |
||||||||
Без удобрения |
2,3 |
0,12 |
3,7 |
0,39 |
1,44 |
46,8 |
0,39 |
|
Биогумус 6 т/га |
1,8 |
0,08 |
2,8 |
0,21 |
1,03 |
38,7 |
0,27 |
|
N30P40K40 |
2,4 |
0,11 |
3,7 |
0,40 |
1,41 |
45,9 |
0,37 |
|
2000 г. после уборки озимой ржи |
||||||||
Без удобрения |
2,3 |
0,13 |
3,6 |
0,40 |
1,43 |
46,5 |
0,38 |
|
Биогумус 6 т/га |
1,9 |
0,11 |
3,2 |
0,28 |
1,13 |
40,8 |
0,26 |
|
N30P40K40 |
2,4 |
0,12 |
3,5 |
0,40 |
1,42 |
46,7 |
0,35 |
|
2 поле, 1997 г., перед внесением удобрений |
||||||||
7,2 |
0,09 |
4,2 |
0,33 |
0,97 |
41,3 |
0,22 |
||
1998 г., после уборки яровой пшеницы, сорт Л-503 |
||||||||
Без удобрения |
7,3 |
0,09 |
4,1 |
0,32 |
0,98 |
41,5 |
0,22 |
|
Биогумус 6 т/га |
5,8 |
0,06 |
3,1 |
0,20 |
0,65 |
32,4 |
0,16 |
|
N30P40K40 |
7,4 |
0,10 |
4,2 |
0,30 |
0,98 |
40,8 |
0,20 |
|
2001 г. после уборки озимой ржи |
||||||||
Без удобрения |
7,4 |
0,10 |
4,1 |
0,31 |
0,96 |
41,0 |
0,23 |
|
Биогумус 6 т/га |
6,2 |
0,08 |
3,5 |
0,26 |
0,78 |
35,9 |
0,15 |
|
N30P40K40 |
7,5 |
0,11 |
4,1 |
0,30 |
0,97 |
41,2 |
0,18 |
|
ПДК |
6,0 |
1,0 |
23 |
3,0 |
4,0 |
500 |
Таким образом, используя данные приемы, можно регулировать подвижность тяжелых металлов. Применение биогумуса и доломитовой муки снижает содержание подвижных форм всех изученных тяжелых металлов, кроме мышьяка, количество, которого при известковании возрастает. Выявленный характер изменений следует учитывать при разработке мероприятий по уменьшению их токсичности на загрязненных почвах.
6.2 Влияние приемов реабилитации на свойства почвы
В работах многих исследователей показано - реакция почвенной среды важнейший фактор, определяющий токсичность тяжелых металлов и их вероятное накопление в растениеводческой продукции (Алексеев, 1987; Касатиков и др., 1995; Казеев, 2004; и др.)
Наши исследования, показали, что при известковании серой лесной почвы по 1,0 Нг величина рНсол. уже на следующий год после внесения мелиоранта уменьшалась на 0,59-0,66 ед. (рис. 6).
Рисунок. 6. Изменение кислотных свойств серой лесной почвы при известковании
Применение доломитовой муки привело к значительному снижению гидролитической кислотности. К периоду уборки яровой пшеницы она снизилась на 0,83-1,33 мг-экв/100 г. почвы. Количество обменно-поглощенных оснований возросло на 1,1-1,3 мг-экв/100 г. почвы, степень насыщенности ППК возросла с 81,1 до 87,1-89,5%.
Применение невысоких доз минеральных удобрений не вызывало депрессию почвенной микрофлоры, а известкование способствовало росту биогенности серой лесной почвы. Под действием вермикомпоста возрастала общая численность бактерий, принимающих участие в минерализации органических веществ. Наибольшее количество гетеротрофных бактерий, преимущественно использующих органический азот (учет на МПА) было на вариантах с внесением биогумуса в дозах 3 и 6 т/га (рис. 7).
Таблица 21. Влияние известкования на ферментативную активность почвы
Год |
Известкование |
Удобрения |
Протеаза мкмоль лейцина на 1 г почвы |
Уреаза мг. NH4 на 100 г. почвы |
Инвертаза мг. глюкозы на 100 г. почвы |
Каталаза мл. 0,1 н КMnО4 |
|
1997 |
Са0 |
РК NPK |
14,7 17,2 |
15,6 12,9 |
25,1 23,8 |
2,01 2,48 |
|
Са1,0 |
РК NPK |
21,2 25,3 |
18,5 16,4 |
28,1 27,2 |
2,17 2,94 |
||
1998 |
Са0 |
РК NPK |
10,5 14,2 |
13,1 11,6 |
28,2 25,9 |
2,26 2,97 |
|
Са1,0 |
РК NPK |
13,4 18,3 |
18,3 16,2 |
32,2 30,6 |
2,31 2,44 |
||
1999 |
Са0 |
РК NPK |
11,3 14,2 |
12,9 10,7 |
18,5 14,2 |
1,85 1,65 |
|
Са1,0 |
РК NPK |
16,1 20,8 |
15,8 14,2 |
20,4 19,3 |
2,04 1,98 |
||
2000 |
Са0 |
РК NPK |
12,4 15,7 |
14,0 11,5 |
20,4 22,6 |
2,34 2,55 |
|
Са1,0 |
РК NPK |
19,5 24,2 |
21,2 17,6 |
23,5 24,1 |
2,45 2,33 |
Применение полного минерального удобрения вызывало тенденцию роста данного вида кислотности по сравнению с неудобренным фоном. Исследования показали, что на всех вариантах при использовании доломитовой муки происходило увеличение численности микроорганизмов, принимающих участие в трансформации азота.
Использование доломитовой муки, способствовало активизации ферментов - протеазы и уреазы (таб. 22).
Уреазная активность в большей мере определялась складывающимися погодными условиями по сравнению с известкованием и минеральными удобрениями. В сухие годы она снижалась в 1,2-1,3 раза по сравнению с более обеспеченными влагой. Активность каталазы мало зависела от погодных условий, наибольшее её содержание отмечалось во время кущения пшеницы, далее - снижалась. Действие удобрений на каталазную активность различно, полное минеральное удобрение увеличивало ее в большей мере по сравнению с известкованием.
Установлено, что использование доломитовой муки, как на естественном фоне, так и при разных приемах рекультивации способствовало активизации ферментов (протеазы и уреазы), участвующих на разных этапах минерализации азота.
Удобрения повышали энзиматическую активность почвы, наибольшее действие оказывал биогумус (таб. 23), являющийся источником микроорганизмов и ферментов, а также питательным веществом для почвенной биоты. Кроме того, он активно связывает тяжелые металлы.
Таким образом, изменяя факторы среды можно воздействовать на экзиматическую активность серой лесной почвы. Под действием биогумуса увеличивалась активность гидролитических и окислительно-восстановительных ферментов, минеральные удобрения - усиливали активность пероксидазы и каталазы.
Таблица 22. Ферментативная активность почвы в среднем за 4 года
Варианты |
ПФО |
ПО |
Инвертаза |
Протеаза |
Уреаза |
Каталаза |
ПФО/ПО |
|
Без удобрения |
12,83 |
13,71 |
23,22 |
13,43 |
13,18 |
1,96 |
1,66 |
|
Биогумус 3 т/га |
24,8 |
22,8 |
26,7 |
16,9 |
16,3 |
3,17 |
||
Биогумус 6 т/га |
22,81 |
20,3 |
28,77 |
18,23 |
18,12 |
3,03 |
1,12 |
|
N30P40K40 |
13,98 |
15,85 |
22,51 |
13,82 |
14,12 |
2,12 |
0,87 |
Подтверждение этого нашло отражение в работах как отечественных, так и зарубежных исследователей (Галстян, Абрамян, 1982; Хазиев, 1982; Хабиров, 1993; Drobnick, Seifert, 1955; Durand, 1965).
6.3 Влияние приемов реабилитации на урожайность яровой пшеницы
Экологическая оценка значимости любого агротехнического приема слагается из нескольких показателей, важнейшим из которых является продуктивность возделываемой культуры.
Отзывчивость различных сортов на изучаемые в опыте приемы была неодинаковой, что обусловлено генотипическими их особенностями. В среднем по всем сортам известкование серой лесной почвы доломитовой мукой по полной гидролитической кислотности обеспечило рост урожайности на 13,5% (таб. 24). По сортам прибавка урожайности значительно колебалась: наименьшая прибавка 9,2-12,0% получена при возделывании сортов соответственно Ишеевская и Прохоровка, наибольшая - 16,9-17,1 - у сортов Л-503 и Пирамида.
Эффективность доломитовой муки в значительной мере определялась применяемыми минеральными удобрениями.
Таблица 23. Урожайность зерна яровой пшеницы в зависимости от известкования
Известкование |
Фон |
Л-503 |
Прохоровка |
Ишеевская |
Пирамида |
Харьковская-10 |
|
Са0 |
Без удобрения |
1,15 |
1,08 |
1,21 |
1,24 |
1,34 |
|
РК |
1,25 |
1,20 |
1,34 |
1,38 |
1,41 |
||
N РК |
1,49 |
1,39 |
1,57 |
1,74 |
1,62 |
||
Са 1,0 |
Без удобрения |
1,22 |
1,21 |
1,33 |
1,35 |
1,41 |
|
РК |
1,38 |
1,27 |
1,42 |
1,51 |
1,40 |
||
N РК |
1,79 |
1,58 |
1,78 |
2,08 |
1,71 |
При внесении биогумуса в дозе 3-6 т/га под основную обработку почвы наблюдалось увеличение урожайности яровой пшеницы даже в неблагоприятные для роста и развития яровой пшеницы годы. При повышении дозы биогумуса до 6 т/га урожайность во все годы исследования была выше (таб. 24).
Таблица 24. Влияние биогумуса на урожайность сортов яровой пшеницы
Вариант |
Л-503 |
Прохоровка |
Ишеевская |
Пирамида |
Харьковская-10 |
|
Без удобрения |
1,15 |
1,08 |
1,21 |
1,24 |
1,34 |
|
Биогумус 3т/га |
1,48 |
1,38 |
1,55 |
1,74 |
1,62 |
|
Биогумус 6т/га |
1,60 |
1,44 |
1,66 |
1,85 |
1,72 |
|
N РК |
1,49 |
1,39 |
1,57 |
1,74 |
1,62 |
Применение минеральных удобрений в дозе N30P40K40 во все годы исследований оказывало положительное влияние на урожайность зерна изучаемых сортов. По абсолютному действию на величину урожая их действие было одинаковым с применением 3 т/га биогумуса и на 5,9-6,2% ниже по сравнению с дозой 6 т/га биогумуса.
В многочисленных исследованиях установлено, что увеличение кислотности почв приводит к снижению урожайности культур из-за ослабления поступления в растение катионов кальция, магния и калия вследствие антагонизма их с ионами водорода (Шильников, Богомазов, Ивойлов, 1998).
Наши исследования показали, что урожайность яровой пшеницы определялось сортовыми особенностями, уровнем реакции почвы и различиями в гидротермических условиях периода вегетации, обеспеченностью растений элементами минерального питания.
6.3 Влияние приемов реабилитации на содержание ТМ в зерне яровой пшеницы
Опасными являются высокие концентрации ТМ в почве и их избыточное поступление в организм человека и животных, откуда эти металлы выводятся очень медленно, накапливаясь, главным образом, в почках и печени. Кроме того, постоянное потребление растительной продукции даже со слабо загрязнённых почв может приводить к кумулятивному эффекту, то есть к постепенному увеличению содержания ТМ в живом организме (Добровольский, Гришина, 1985; Овчаренко, 1997).
Качество сельскохозяйственной продукции, в условиях техногенного загрязнения, следует оценивать не только по общепринятым показателям (содержанию белков, углеводов, жиров), но и по содержанию различных ингредиентов, зачастую токсичных для человека и животных. В этом отношении проблема загрязнения растений ТМ обостряется еще больше, так как эти токсиканты могут поступать в продукцию не только из почвы, но и из атмосферы (Соколов, Черников, 1999).
В связи с этим нами изучено накопление ТМ и мышьяка в зерне яровой пшеницы сорта Л-503. На почве, загрязненной мышьяком, содержание его в зерне оказалось выше уровня ПДК на 17%, т.е. 0,117 мг/кг (табл. 26), на всех вариантах. Остальные ТМ накапливались в концентрации значительно ниже допустимого уровня.
В среднем за 3 года исследований использование азотных удобрений на фоне РК вызывало тенденцию снижения в зерне мышьяка (на 60%) и роста тяжелых металлов.
Наиболее сильное влияние на содержание изученных элементов оказало известкование за счет изменения их подвижности. При этом концентрация As возрастала на 54% к фосфорно-калийному фону, ТМ снижалась: Pb - на 57%, Cd - на 60%, Zn - на 42%, Cu - на 46%, Hg - на 30% и Ni - 36%.
Таблица 26. Влияние приемов рекультивации на содержание ТМ в зерне пшеницы, среднее за 4 года
Вариант |
As |
Pb |
Cd |
Zn |
Cu |
Hg* |
Ni |
|
Без удобрений |
0,052 |
0,196 |
0,0280 |
21,1 |
5,00 |
0,172 |
0,121 |
|
РК |
0,050 |
0,205 |
0,0293 |
21,4 |
5,16 |
0,174 |
0,121 |
|
NPK |
0,047 |
0,231 |
0,0344 |
24,4 |
5,76 |
0,189 |
0,136 |
|
Ca1,0 |
0,077 |
0,089 |
0,0116 |
12,4 |
2,80 |
0,121 |
0,077 |
|
NPK+ Ca1,0 |
0,059 |
0,141 |
0,0180 |
16,9 |
4,20 |
0,143 |
0,092 |
|
Биогумус 3 т/га |
0,047 |
0,184 |
0,0260 |
19,6 |
4,50 |
0,157 |
0,110 |
|
Биогумус 6 т/га |
0,041 |
0,153 |
0,0190 |
17,8 |
4,40 |
0,142 |
0,096 |
|
ПДК |
0,1 |
0,5 |
0,5 |
50 |
10 |
5 |
0,3 |
Использование доломитовой муки на фоне полного минерального удобрения нивелировало отрицательное действие их на поступление в растения ТМ.
Применением биогумуса в дозе 3т/га оно снизилось до 0,103 мг, а использование 6 т/га биогумуса обеспечило получение продукции, безопасной по содержанию мышьяка. Минеральные удобрения также способствовали некоторому снижению этого элемента в зерне.
Что касается изученных ТМ, то их концентрация в зерне пшеницы на всех вариантах была существенно ниже, чем ПДК. Наибольшее содержание свинца в продукции выявлено в 1998 г. (содержание в почве его составляло 85% от ПДК). При этом на неудобренном варианте концентрация Pb достигала 81% от уровня ПДК. В 1999 г. содержание всех изученных токсикантов в зерне было значительно ниже допустимого уровня.
В среднем за годы исследования превышения ПДК ни по одному из изученных элементов не выявлено. При этом использование биогумуса в дозах 3 и 6 т/га способствовало снижению подвижности тяжелых металлов и уменьшало концентрацию в зерне: As - на 10-21%, Pb - на 6-22%, Cd - 7-32%, Zn - 7-16%, Cu - 9-12%, Hg - 9-17% и Ni - 9-21%.
Одной из характеристик, отражающих уровень потребления ТМ культурами, является коэффициент биологического поглощения (КПБ) - отношение концентрации элемента в продукции к концентрации в почве. Установлено, что в среднем величина КПБ возрастала в следующей последовательности Ni<Pb<As<Cd<Hg<Cu<Zn (табл. 27).
КБП мышьяка и ТМ под действием изучаемых приемов изменялся по-разному. Минеральный азот на фоне РК способствовал росту КБП тяжелых металлов и снижению - мышьяка. Доломитовая мука действовала противоположно - снижала КБП тяжелых металлов и повышала - мышьяка.
Под влиянием биогумуса в дозах 3 и 6 т/га КБП снижался на 5-20% по сравнению с неудобренным вариантом, что обусловлено снижением подвижности тяжелых металлов. Минеральные удобрения не оказывали существенного влияния на данный показатель.
Таблица 27. Коэффициент биологического поглощения ТМ при реабилитации, среднее за 4 года
Вариант |
As |
Pb |
Cd |
Cu |
Zn |
Hg* |
Ni |
|
Без удобрений |
0,037 |
0,015 |
0,050 |
0,505 |
0,582 |
0,053 |
0,007 |
|
РК |
0,036 |
0,016 |
0,049 |
0,511 |
0,587 |
0,057 |
0,077 |
|
NPK |
0,042 |
0,018 |
0,057 |
0,578 |
0,646 |
0,059 |
0,008 |
|
Ca1,0 |
0,036 |
0,007 |
0,018 |
0,273 |
0,330 |
0,036 |
0,003 |
|
NPK+ Ca1,0 |
0,029 |
0,010 |
0,033 |
0,424 |
0,447 |
0,044 |
0,006 |
|
Биогумус 3 т/га |
0,033 |
0,014 |
0,045 |
0,467 |
0,540 |
0,048 |
0,007 |
|
Биогумус 6 т/га |
0,028 |
0,12 |
0,33 |
0,381 |
0,478 |
0,043 |
0,006 |
Таким образом, применением различных приемов реабилитации можно направленно регулировать химический состав зерна пшеницы, выращенной на техногенно загрязненной почве. Внесение в почву биогумуса в дозах 3-6 т/га способствует существенному снижению содержания ТМ и мышьяка, известкование уменьшает концентрацию ТМ, но увеличивает - мышьяка, минеральные удобрения не оказывают существенного влияния на содержание изученных ТМ и мышьяка в зерне яровой пшеницы.
6.4 Приемы реабилитации почв загрязненных нефтью
Для устранения негативного действия нефти на почвенный покров, используют различные биологические методы, позволяющие быстрее восстановить функции почв (Lee Е., Suindoll М. 1993; Стом, и др. 2003).
Интенсивность разложения нефти и нефтепродуктов напрямую зависит от обеспеченности почвы биогенными элементами, легкоусвояемыми биологически активными веществами и наличием микроорганизмов-нефтедеструкторов (Андерсон, и др., 1997).
Разложение нефти в почве в естественных условиях - процесс биогеохимический, в котором главное и решающее значение имеет функциональная активность комплекса почвенных микроорганизмов, обеспечивающих полную минерализацию нефти и нефтепродуктов до углекислого газа и воды (Глазовская, Пиковский, 1985). Ускорить очистку почв с помощью микроорганизмов можно в основном двумя способами: активизацией метаболической активности микрофлоры почв путем изменения физико-химических условий среды (агротехнические приемы) или внесением специально подобранных активных нефтеокисляющих микроорганизмов в загрязненную почву (Киреева, 2001).
С целью изучения приемов снижающих негативное действие нефтезагрязнения использовали минеральное удобрение (нитрофоска), органическое в виде активного ила (АИ) и промышленный биопрепарат «Бациспецин» (Б), в различных сочетаниях.
В результате наших исследований ферментативной активности установлено, что она зависит от вида фермента и находится в прямой зависимости от степени загрязнения почвы, это видно на примере инвертазы.
Исследования, показали низкую эффективность внесения полного минерального удобрения в повышении окислительно-восстановительных процессов (табл. 28). Наилучшие условия создавались при компостировании почвы с органо-минеральным комплексом и биопрепаратом.
Таблица 28. Влияние приемов на ферментативную активность нефтезагрязненной светло-серой лесной почвы
Вариант |
Уреаза, мгNН3/10г |
Инвертаза, мг глюкозы/г |
Аспарагеназа, мгNН4/100г |
|
Воздушно-сухой почвы за 24 ч |
||||
Почва (контроль) |
0,89 |
13,15 |
0,26 |
|
Почва + нефть (фон) |
1,20 |
10,20 |
0,68 |
|
Фон + АИ + NPK |
1,06 |
11,12 |
1,24 |
|
Фон + Б + NPK |
1,08 |
10,15 |
1,27 |
|
Фон + Б + АИ + NPK |
1,12 |
12,89 |
2,22 |
|
НСР0,5 |
0,053 |
0,272 |
0,139 |
Микроорганизмы своей жизнедеятельностью в значительной мере влияют на почвообразовательные процессы, создавая условия для развития тех или иных биоценозов. Результаты наших исследований показали, что в динамике численности бактерий на МПА по всем вариантам опыта проявляется общая закономерность, выраженная в увеличении их количества к середине срока инкубации и снижении к концу (таб. 29). Численность бактерий на фоне активного ила и биопрепарата была выше на протяжении всего периода инкубации.
Таблица 29. Влияние различных приемов на численность бактерий и степень разложения нефтепродуктов
Варианты |
Бактерий МПА тыс. КОЕ/1г. субстрата |
% разложения НП |
|||
сутки |
|||||
20 |
50 |
110 |
|||
Почва (контроль) |
1243 |
21000 |
1420 |
42 |
|
Почва + нефть (фон) |
147 |
27670 |
2165 |
23 |
|
Фон +NPK |
3593 |
256000 |
904000 |
43 |
|
Фон+AИ+NPK |
6727 |
100800 |
1450 |
76 |
|
Фон+Б+NPK |
9365 |
78950 |
2796 |
81 |
|
Фон+AИ+Б+NPK |
12240 |
36730 |
4440 |
85 |
Загрязнение почвы нефтью негативно отразилось на урожайности зерновых культур (табл. 30). Наиболее токсичное действие нефти наблюдали в первый год проведения эксперимента. Урожайность овса снизилась в 3,2 раза, а на второй год у культуры ячменя она снизилась меньше между вариантами и контролем. Урожайность пшеницы существенно уступала контролю.
Таблица 30. Влияние приемов на урожайность зерновых культур на почве, загрязненной нефтью, г/сосуд
вариант |
Овес (2004) |
Ячмень (2005) |
Пшеница яровая (2006) |
|
Почва (контроль) |
22,6 |
21,4 |
16,1 |
|
Почва + нефть (фон) |
7,2 |
19,4 |
8,1 |
|
Фон + NPK |
11,8 |
29,9 |
11,0 |
|
Фон + AИ + NPK |
18,3 |
35,0 |
18,1 |
|
Фон + АИ + Б + NPK |
22,0 |
41,8 |
21,7 |
Внесение минеральных удобрений, в нашем опыте на фоне загрязнения почвы нефтью повысило урожайность зерновых культур. В первый год продуктивность овса возросла в 1,7 раза, во второй - ячменя - в 2,1 раза и в третий - пшеницы - в 1,6 раза. Внесение органоминеральных удобрений приводило к повышению урожайности всех культур независимо от почвы. Внесение биопрепарата на фоне удобрений практически не отразилось на продуктивности, но урожайность значительно повысилась по сравнению с загрязненным вариантом.
Загрязнение серой лесной почвы нефтью приводило к снижению продуктивности растений в вегетационном опыте, особенно в первый год исследований в дальнейшем ее токсическое действие постепенно снижалось. Внесение удобрений на загрязненной нефтью почве позволило существенно повысить урожайность зерновых культур, особенно в сочетании с Бациспецином. Однако полной компенсации токсического действия нефти на продукционный процесс растений в первый год не произошло и только на следующий год применение мелиорантов позволило значительно повысить урожайность культуры.
Выводы
1. Серые лесные почвы лесостепи Среднего Поволжья расположенные вблизи источников загрязнения, способны накапливать ТМ в количествах, близких к ПДК, и даже превосходить их, характеризуются значительной вариабельностью. Отмечается увеличение концентрации ТМ в пахотном слое почв, которое возрастает в ряду Hg < Cd < Pb < Cu < Ni < Zn < Mn.
В отдельных случаях имеет место 70-98-кратное превышение ПДК мышьяк содержащих соединений (по валовому количеству элемента), вблизи мест прежнего уничтожения химического. По мере удаления от источника загрязнения мышьяком концентрация его уменьшается, но до двух километров наблюдается превышение его содержания по сравнению с ПДК. Количественная оценка загрязнения почв ТМ и мышьяком возможна при сопоставлении региональных фоновых значений их содержания в незагрязненной почве с показателями почв, подверженных техногенному воздействию.
Транспортные магистрали оказывают негативное влияние на состояние окружающей среды. Расстояние от источника загрязнения (Автомагистраль Москва - Челябинск) влияет на содержание всех тяжелых металлов в почве и продукции: на расстоянии 5 - 50 м содержание ТМ было выше, чем на расстоянии 500 - 1000 м. По свинцу и кадмию наблюдалось превышение ПДК в овощах, по другим тяжелым металлам количество было ниже предельно допустимых концентраций. Около полотна железной дороги, на расстоянии 5-20 (10) м в слое почвы 0-10 см превышение ПДК достигало по содержанию свинца в 1,3-3,0 раза, никеля -1,7-1,8, кадмия - 1,9-2,7, марганца - 1,1-1,2 раза. Вблизи автомагистрали и железной дороги на расстоянии 50 м от полотна количество свинца кобальта кадмия превышают ПДК в 1,6-2,0 раза. У овощей, выращенных на почве, по мере приближения к автомобильной дороге, урожайность и качество снижается.
Почвы, достигшие ПДК по валовому содержанию ТМ несомненно, являются токсичными. Это позволяет предположить их миграцию по пищевым цепям, что представляет реальную опасность здоровью населения.
Выбросы в атмосферу как от автомобильного и железнодорожного транспорта, так и от объектов теплоэнергетики и промышленности, отрицательно влияют на рост и развитие растений, в результате чего продолжительность их жизни намного короче, чем произрастающих вне города. Это еще раз подтверждает, что зеленые насаждения в городах являются барьером, сохраняющим ландшафты, и особенно почву от загрязнения. Увеличение площади зеленых насаждений в городах будет создавать условия безопасного проживания на загрязненных территориях.
2. Важнейшие интегральные физико-химические характеристики почвы городских и пригородных биоценозов зависят от антропогенного воздействия. В зависимости от удаления они достоверно изменяются. Наиболее значимые изменения прослеживаются в горизонте А1 на расстоянии 100 м. от объектов загрязнения. Увеличивается кислотность почвенного раствора, снижается содержание обменного кальция, сумма поглощенных оснований и увеличивается гидролитическая кислотность. Антропогенное подкисление вызывает достоверное изменение буферных свойств почвы. По мере удаления от источника загрязнения в горизонте А0и А1 площадь буферности в кислотном интервале снижается в щелочном возрастает.
Физико-химические свойства почвы, подвергшейся воздействию техногенного загрязнения от объектов УХО, незначительно отклонялись от нормы, что позволяет судить о высокой способности серых лесных почв лесостепного Поволжья к самовосстановлению и сопротивлению внешним негативным воздействиям.
Загрязнение нефтью приводит к снижению почвенной кислотности, увеличению суммы поглощенных оснований и содержания общего углерода в почве, но ухудшается азотный режим почвы, ослабляется процесс нитрификации и снабжение растений азотным питанием.
3. Аэротехногенные выбросы изменяют численность основных эколого-трофических групп микроорганизмов. Снижается количество целлюлозоразрушающих бактерий и бактерий, трансформирующих азотсодержащие соединения. Мицелиальные формы (грибы и актиномицеты) существенно не изменяются. Их ингибирование отмечается только в почве, непосредственно примыкающей к объекту загрязнения.
4. Биоиндикационные показатели, такие как: площадь листа (в связи с сильной ее изменчивостью), показатели водного режима (в связи со значительной вариабельнностью), содержание хлорофилла (т.к. недостаток N, Fe и др. элементов также сказывается на окраске листьев и содержании хлорофилла) являются недостаточно информативными. Установлены растения - биоиндикаторы (липа мелколистная, каштан конский, рябина обыкновенная) и тестовые показатели (площадь листьев, объем клеток их мезофилла и асимметрии листовых пластинок), которые можно использовать в качестве основного способа для фитомониторинга при оценке влияния загрязнения воздушного бассейна города и для пригодности местообитания произрастающих пород деревьев.
Определение общей численности почвенных микроорганизмов, изменение соотношения эколого-трофических групп и данные ферментативной активности почв в условиях загрязнения мышьяком можно использовать в качестве показателей диагностики экологического состояния. Установлен новый факт достоверности снижения численности и биомассы микроорганизмов по мере возрастания степени загрязнения почвы выбросами.
Микробиологическая и энзиматическая активность серой лесной почвы вблизи источника загрязнения почти полностью подавлена и даже на расстоянии 2000 м от последнего она не восстанавливается до уровня активности в незагрязненной почве.
5. Применение доломитовой муки, вермикомпоста, минеральных удобрений для реабилитации техногенного загрязнения является экологически целесообразным и эффективным приемом. Использование мелиорантов и удобрений повышали микробиологическую и энзиматическую способность почвы, усиливали процессы трансформации органических азотсодержащих соединений, повышали обеспеченность растений питательными элементами, в первую очередь, азотом.
Эффективность химических и биологических средств на урожай и качество продукции была различной. Наибольшие прибавки зерна были получены при использовании биогумуса в дозе 6 т/га, действие доломитовой муки было менее выражено. Существенные прибавки урожая получены от минеральных удобрений на известкованном фоне.
Накопление мышьяка зерном пшеницы, выращенной на загрязненной почве, превышало ПДК на 17%. Использование биогумуса в дозах 3 и 6 т/га способствовало уменьшению подвижности химических элементов и снижению их концентрации в зерне: мышьяка на 10-21%, свинца - 6-22, кадмия - 7-32, цинка - 7-16%. Известкование почвы резко снижало концентрацию тяжелых металлов в зерне пшеницы, но повышало содержание мышьяка. Наиболее адаптированным к загрязнению почвы тяжелыми металлами и мышьяком оказался сорт Харьковская -10, далее в убывающем порядке шли сорта: Пирамида - Л-503.
Подобные документы
Характеристика тяжелых металлов и их распространение в окружающей среде. Клиническая и экологическая токсикология тяжелых металлов. Атомно-абсорбционный метод определения содержания тяжелых металлов, подготовка и взятие органических проб гидробионтов.
научная работа [578,6 K], добавлен 03.02.2016Географо-экономическая характеристика района. Основные источники техногенных нагрузок и виды природных опасностей, оценка негативных экологических влияний. Сущность антропогенного воздействия субъектов хозяйственной деятельности на окружающую среду.
курсовая работа [26,4 K], добавлен 17.05.2011Техногенные примеси почв. Экологическое состояние почв Беларуси. Содержание органических загрязняющих веществ, тяжелых металлов и минеральных загрязняющих веществ в пробах почв промплощадок и динамика их изменений. Оценка экологического состояния почв.
курсовая работа [1,1 M], добавлен 14.02.2023Особенности моделирования процессов в природно-техногенных комплексах. Модель передвижения тяжёлых металлов и легких нефтепродуктов. Прогнозирование функционирования природно-техногенных комплексов. Минерализация грунтовых вод на мелиоративных системах.
реферат [85,2 K], добавлен 07.01.2014Понятие и источники риска. Географо-экономическая характеристика Кирилловского района Вологодской области. Основные источники техногенных нагрузок на окружающую среду в районе. Характеристика техногенных и природных опасностей в исследуемом регионе.
курсовая работа [32,5 K], добавлен 04.06.2011Свойства природных вод. Антропогенное воздействие на гидросферу. Определение химических свойств природных вод. Химические показатели воды. Содержание тяжелых металлов в воде и донных отложениях озера "Яльчик". Обобщающие показатели качества воды.
курсовая работа [406,1 K], добавлен 02.10.2014Понятие экологического риска. Географо-экономическая характеристика района. Виды методов исследований. Выявление основных источников техногенных нагрузок в исследуемом районе. Анализ техногенных и природных опасностей, динамика техногенного воздействия.
курсовая работа [355,0 K], добавлен 08.12.2011Физические и химические свойства тяжелых металлов, нормирование их содержания в воде. Загрязнение природных вод в результате антропогенной деятельности, методы их очистки от наличия тяжелых металлов. Определение сорбционных характеристик катионитов.
курсовая работа [1,2 M], добавлен 23.02.2014Болото как сложная природная система взаимосвязей компонентов биогеоценозов. Анализ природных факторов образования болота. Характеристика болотных экосистем Тюменской области в зональном аспекте. Хозяйственное воздействие на болотные экосистемы.
курсовая работа [773,9 K], добавлен 26.01.2016Исследование основных экологических и химических аспектов проблемы распространения тяжелых металлов в окружающей среде. Формы содержания тяжелых металлов в поверхностных водах и их токсичность. Тяжелые металлы в почвах и растениях. Микробный ценоз почв.
реферат [33,2 K], добавлен 25.12.2010