Экологическая оценка устойчивости агроэкосистем к техногенному загрязнению на примере Рязанской области

Кондрашова, Юлия Александровна

Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Экологическая оценка устойчивости агроэкосистем к техногенному загрязнению на примере Рязанской области
ВАК РФ 03.02.08, Экология (по отраслям)

Автореферат диссертации по теме "Экологическая оценка устойчивости агроэкосистем к техногенному загрязнению на примере Рязанской области"

На правах рукописи

Кондрашова Юлия Александровна

«ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА УСТОЙЧИВОСТИ АГРОЭКОСИСТЕМ К

ТЕХНОГЕННОМУ ЗАГРЯЗНЕНИЮ НА ПРИМЕРЕ РЯЗАНСКОЙ ОБЛАСТИ»

Специальность 03.02.08 - Экология

АВТОРЕФЕРАТ диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Рязань-2010

004607068

Работа выполнена в ФГОУ ВПО Рязанском государственном агротехнологическом университете имени П.А. Костычева

Научный руководитель: доктор сельскохозяйственных наук, профессор

Мажайский Юрий Анатольевич

Официальные оппоненты:

доктор биологических наук, профессор Мосина Людмила Владимировна кандидат сельскохозяйственных наук, старший преподаватель Гусева Татьяна Михайловна

Ведущая организация:

ГУ Рязанский Научно-исследовательский и проектно-технологический институт АПК Россельхозакадемии

Защита диссертации состоится «30» июня 2010 г. в час 00 мин на заседании диссертационного совета Д 220.043.03 при Российском государственном аграрном университете - МСХА имени К.А. Тимирязева.

Адрес: 127550, Москва, ул. Тимирязевская, 49. Ученый совет РГАУ-МСХА имени К.А. Тимирязева.

С диссертацией можно ознакомиться в Центральной научной библиотеке Российского государственного аграрного университета - МСХА имени К.А. Тимирязева

Автореферат разослан «28» мая 2010 г. и размещен на сайте университета www.timacad.ru

Ученый секретарь

диссертационного совета, ,

кандидат биологических наук ЩИхя1 О.В. Селицкая

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Актуальность исследований. Антропогенное воздействие на мелиорируемые ландшафты, заключающееся в химическом загрязнении отходами, выбросами, сточньми водами промышленного и сельскохозяйственного производства приобрело глобальный характер, прогрессирует и требует необходимых мер защиты почвы, воды и растительности.

Устойчивость экосистем сохраняется в том случае, когда не нарушаются её долговременные функции: продуктивность, биоразнообразие.

Существуют два основных подхода: один из них традиционный, основанный на гигиеническом нормировании с использованием норм ПДК, которые обычно применяются при оценках качества урожая. Другой подход, широко используемый в настоящее время при реализации ряда конвенций ООН, основан на концепциях критических нагрузок.

Совместное использование данных двух подходов при экологических оценках является актуальной задачей, особенно в центральном регионе России, где уровень техногенного воздействия на природные и сельскохозяйственные экосистемы весьма высок.

Цель исследований - заключалась в экологической оценке поступления приоритетных загрязняющих веществ в сельскохозяйственные и фоновые экосистемы Рязанской области и разработке экологически обоснованных предложений по снижению возможных неблагоприятных эффектов загрязнения, в том числе средствами комплекса техногенных мелиораций.

Для реализации указанной цели были поставлены следующие задачи: • изучить и проанализировать результаты проведенных ранее исследований форм нахождения токсикантов (в первую очередь ТМ) в природных средах, процессов их миграции и трансформации в ландшаф-

• определить спектр приоритетных загрязняющих веществ на основе материалов эколого-мелиоративного обследования территории Рязанской области и ландшафтно-геохимической оценки зоны воздействия Рязанской ГРЭС;

• проанализировать процессы миграции ТМ в ландшафтах в модельных экспериментах, показать специфику различных элементов;

• дать экспериментальное обоснование совокупности мелиоративных мероприятий, направленных на реабилитацию техногенно загрязненных почв, рост экономической эффективности сельскохозяйственного производства и рост геохимической устойчивости агроэкосистем, с учетом природной специфики Рязанского региона.

тах;

• оценить эколого-геохимическую устойчивость природно-антропогенных экосистем к выпадениям соединения азота на основе методологии критических нагрузок и возможную трансформацию данной устойчивости под влиянием сельскохозяйственного производства.

Научная новизна работы заключается в обосновании набора приоритетных загрязняющих веществ, специфичных для Рязанского региона в соответствии со сложившимся уровнем техногенного воздействия и геохимической специализацией промышленности, выявлении пространственных закономерностей эколого-геохимической устойчивости агроэкосистем различных типов, а также в теоретическом обосновании и разработке эколого-экономически оптимальных агромелиоративных мероприятий, способствующих и получению экологически чистой продукции.

Основные положения, выноснмые на защиту:

• научно-методические подходы к оценке устойчивости природных и сельскохозяйственных экосистем к техногенному загрязнению на основе гигиенического и экологического нормирования;

• закономерности накопления загрязняющих веществ агроландшафтах Рязанского региона и процессов их геохимической трансформации;

• эколого-экономическое обоснование мелиоративных мероприятий по повышению геохимической устойчивости техногенно загрязненных агроэкосистем.

• пространственные закономерности устойчивости почв и экосистем в целом к поступлению загрязняющих веществ в ландшафтных условиях Центра России.

Практическая значимость полученных результатов состоит в том, что они нашли востребование в проектной и эксплуатационной деятельности производственных организаций. Основные результаты исследований вошли в практические рекомендации производству (Рекомендации по проведению эко-лого-мелиоративных мероприятий рекультивации техногенно загрязненных и деградированных культурных ландшафтов) и внедряются рядом хозяйств Пронского района Рязанской области, на территории которого находится Рязанская ГРЭС, а также на мелиоративных объектах системы «Рязаньмелиовод-хоз».

гии и техника в орошаемом земледелии» (Коломна, ООО «Инлайт», 2003); «Экологическое состояние природной среды и научно-практические современные мелиоративные технологии» (Рязань, 2004); «Экологическое состояние природной среды и научно-практические современные мелиоративные технологии» выпуск 2 (Рязань, 2006); «Журнал для ученых, специалистов и практиков «Плодородие» - № 1(46)2009; «Современные энерго- и ресурсосберегающие, экологически устойчивые технологии и системы сельскохозяйственного производства» (Рязань, 2009).

Объем и структура работы. Диссертация состоит из введения, 6 глав, заключения и выводов, изложенных на 140 страницах. Библиография включает 170 источников, в том числе 11 на иностранных языках. Работа содержит 20 рисунков, 32 таблицы.

СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ

В первой главе «Проблема техногенного загрязнения агроландшафтов и возможные пути ее решения» дана общая характеристика поведения техногенных загрязняющих веществ в природной среде с учетом влияния сельхозпроиз-водства.

Анализируются процессы миграции и трансформации техногенных ТМ в системе атмосферные выпадения - почва - растения - природные воды, изучению которых посвящены работы Черникова В.А., Милащенко Н.З., Соколова O.A., Брайсона Т., В.В. Добровольского, А.И. Перельмана, М.А. Глазовской, В.Б. Ильина, Ю.В. Алексеева, В.П. Учватова, H.A. Черных, П.В. Елпатьевского, Н.С. Касимова, Б.Н. Золотаревой и др. Отмечена значительная роль .природной структуры территории в трансформации атмотехногенного потока загрязняющих веществ. Рассмотрены основные методы нормирования техногенного воздействия, использованные при эколого-геохимической оценке района исследований.

Во второй главе «Объекты и методы исследований» рассмотрены этапы и методика изучения экологического состояния агроландшафтов Рязанского региона, в основе которого лежало их покомпонентное исследование. При этом изученные ландшафтные компоненты (атмосферные осадки, почвы, природные воды, сельскохозяйственная и дикорастущая растительность) рассматривались в качестве объектов исследования. Ландшафт рассматривался как единая система взаимосвязанных компонентов, отслеживалась цепь миграции ЗВ от источника выбросов через атмосферу, почвенно-растительный покров в грунтовые воды и поверхностные водоисточники.

Использовались стандартные методы пробоотбора, определения содержания в образцах загрязняющих веществ и математической обработки данных, а также использовались при составлении ландшафтно-геохимических карт. В

ходе обработки данных были проведены регрессионный, корреляционный, вариационный анализы в соответствии с имеющимися в литературе рекомендациями (Е.А. Дмитриев, 1972; Н. Дрейпер, Г. Смит, 1973; И.В. Михеева, 1997) (в частности, ГОСТ 17.4.4.20.-84, методика ЦИНАО по атомно-абсорбционному методу определения концентрации элементов и т.д.). Изложена также методика постановки полевого эксперимента и лабораторного опыта в вегетационных сосудах, в которых моделировалось техногенное загрязнение путем искусственного внесения в почвы солей ТМ.

В третьей главе «Результаты полевых исследований экологического состояния агроландшафтов Рязанской области и его изменений под влиянием мелиоративных мероприятий» анализируются результаты проведенного почвенно-экологического обследования почв агроландшафтов Рязанского района. Дана оценка региональных особенностей техногенеза с выявлением наиболее проблемных территорий и наиболее экологически существенных факторов загрязнения.

Проведено рекогносцировочное обследование основных почв сельхозугодий Рязанской области на накопление различных ТМ. Обследованием охвачены все почвенно-климатические регионы с удалением особого внимания почвам мелиоративных объектов. Установлено, что роль природных факторов (таких, как емкость поглощающего комплекса) и тёхногенного загрязнения сопоставима по значимости, что показано на примере данных по Рязанскому району: большинство ТМ накапливаются в тяжелосуглинистых пойменных почвах хозяйств, непосредственно примыкающих к промышленному комплексу Рязани («Овощевод», «Московское»), тогда как в легких супесчаных почвах ОПХ «Полково» в 25 км от города накопление отсутствует.

Имеется недостаток данных о динамике экологического состояния мелиоративных систем в процессе их эксплуатации. В связи с этим в 1992-1995 годах нами было проведено изучение накопления тяжелых металлов в пахотных слоях почвы трех мелиоративных систем - «Алешенка» (темно-серая лесная почва), «Мостовье» (выщелоченный чернозем) и «Батьки» (дерново-подзолистые почвы).

Как показано в табл. 1, на высокоплодородных черноземных и темно-серых лесных почвах произошло снижение содержания Мп, Си, Мо и токсиканта РЬ на орошаемых землях по сравнению с богарными. На низкоплодородных кислых дерново-подзолистых супесчаных почвах мелиоративной системы «Батьки», после невыполнения проектного окультуривания, плодородие снизилось по сравнению с аналогичными богарными землями. Поэтому вынос ТМ с урожаем был незначительный, на фоне высокого уровня поступления в процессе периодического затопления загрязненными водами водоприемника. В связи с

этим произошло накопление таких элементов, как Ъл, Си, Мо, Мп. Таким образом, орошение полей с высоким потенциальным плодородием не оказывает значительного влияния на опережающее накопление тяжелых металлов и микроэлементов в почвах.

Оценка техногенного вклада в атмосферные выпадения ТМ осуществлялась путем анализа соответствующих кривых распределения.

Было установлено, что ярко выраженными аномалиями распределения отличаются величины выпадений РЬ и С<1, что характеризует их как типичные техногенные элементы (рис. 1).

Таблица 1. Валовое содержание тяжелых металлов и микроэлементов в почвах __ хозяйств Рязанского района, мг/кг __

Клар Рязан-

Эле АОЗТ ТОО АОЗТ ОПХ ский Учхоз. ТОО

мен к «Москов- «Овоще- «Забо- «Полко- совхоз- «Стень- «Пригород-

ты одк ское» вод» рье» во» техникум кино» ное»

1 2 3 4 5 6 7 8 9

Zn 50Ц 55,11 0 30-300 148 50-300 150 50-300 117 10-30 21 20-150 59 60-80 74 20-150 66

Си 201 8-100 10-100 10-100 10-80 30-100 15-50 12-120

33,66 59 57 69 54 76 32 87

РЬ 10* 10-50 10-50 20-50 8-20 8-50 15-45 20-57

32,65 30 27 28 10 24 28 34

Мо 2* 2-10 6 0.5-1,5 0,8 0,6-1 0,9 0,5-3 1,3 1-3 1,3 0,5 Не опр.

Мп 850* 100-1200 675 500-2000 1966 5202000 1130 450-600 525 300-1500 761 1100— 1600 1500 Не опр.

В 25 30-50 48 30-50 42 40-50 45 12-24 18 22-38 28 26-32 30 Не опр.

Со 8* 3-20 8-20 2-10 2-3 2-20 2-10 10-15

11 12 6 2,4 6,8 8 13

Сг 200* 30-150 50-150 30-80 80-150 50-200 85-154 80-100

70 82 55 115 119 117 84

№ 40* 7-50 10-50 3-20 3-20 8^0 59-72 30-40

40,80 34 31 12 10 17 65 34

V 90 80-300 150-300 140-210 20-60 50-300 60-88 Не опр.

275 220 200 40 143 80 '

Sn 2,5 2-10 3-10 5-6 2-3 2-8 1-2,5 Не опр.

6,2 7,4 5,4 2,6 5,7 2,0

Рис. 1. Кривые распределения величин атмосферных выпадений ТМ (Р) в зоне воздействия РГРЭС (по данным снегосъемок 1999-2003 гг.)

ванных снежным покровом, в сопоставлении со среднегодовой розой ветров зимнего периода.

В дальнейшем определялась территориальная приуроченность аномалий. Выявлено, что зона максимума поставки атмотехногенных ТМ (обычно прерывистая, что обусловлено значительной высотой дымовых труб РГРЭС) протягивается от водоразделов Среднерусской возв. через промплощадку ГРЭС по направлению преобладающего переноса выбросов, что на рис. 2 показано на примере концентрации металлов в атмосферных аэрозолях, аккумулированных снежным покровом. Это указывает на значительный рост выпадений поллютан-тов под влиянием техногенных выбросов и активизацию оседания аэрозолей-носителей ТМ в местности с эрозионным рельефом.

Было установлено, что максимальной миграционной способностью в атмосфере из всех изученных ТМ обладают свинец и кадмий, что связано с более

интенсивной их возгонкой (переходом в паро-газовую фазу аэрозоля) при сжигании топлива.

Почвенные концентрации валовых форм ТМ не достигают уровня ПДК, однако техногенный характер аномалий подтверждается в ходе вариационного анализа, причем наиболее заметные нарушения формы распределения характерны для кадмия. В то же время, концентрации подвижных форм приоритетных ЗВ в ряде случаев приближаются к повышенно опасному уровню и превышают его, тогда как для Си и Zn это не характерно (табл. 2). Данный факт характеризует различия элементов по степени опасности для агроэкосистем, а также свидетельствует об активных процессах трансформации ТМ в почвах района исследований, что способно приводить к росту их подвижности и является неблагоприятным.

Таблица 2. Статистические характеристики содержания ТМ в почвах зоны воз_действия РГРЭС, мг/кг_

ТМ Валовые формы Сорбированные формы Обменные формы п

1ШП тах X ПДК тт тах X ПДК тт тах X ПДК

Си 6,8 16,2 13,37 55 3,50 12,4 6,67 - 0,11 0,49 0,223 15 53

Ъп 22,8 61,4 42,41 150 3,26 48,0 8,68 - 0,40 4,98 1,49 75

РЬ 6,2 15,3 10,25 32 2,23 12,1 4,48 10 0,13 2,48 1,01 -

са 0,19 0,42 0,326 1-3 0,12 0,40 0,25 0,5 0,04 0,21 0,104 -

При этом коэффициент корреляции содержания РЬ в почве с величинами его атмосферной поставки г=+0,68, а содержание в почвах кадмия на 62% определяется поступлением из атмосферы его нерастворимых форм, влияние других факторов незначимо. Корреляционный анализ показал также, что атмосферные выпадения способствуют росту сорбированных форм РЬ и Сё (г до 0,75 и 0,54 соответственно), но не сказываются на концентрации их обменных соединений, запасы которых формируются под влиянием иных факторов; под влиянием твердофазных выпадений возрастает и варьирование почвенных концентраций данных элементов (значения г в зоне основного переноса выбросов превышают 0,5 и значимы при р=95%); подвижность и вариабельность Си и Хп не проявляет связи с техногенезом.

Сельскохозяйственное освоение земель существенно активизирует миграцию ТМ, что, в частности, приводит к усилению выноса их мобильных форм из пахотных почв (табл. 3). По нашему мнению, это обусловлено интенсивной трансформацией гумуса на пашне, что приводит к формированию низкомолекулярных органоминеральных комплексов ТМ. Рост подвижности металлов, особенно приоритетных ЗВ, следует признать неблагоприятным процессом, т.к.

это влечет за собой загрязнение природных вод и может увеличивать доступность ТМ для растительности.

Таблица 3. Отношение запасов подвижных форм ТМ в почвах сельхозугодий к величине запасов во всех обследованных почвах зоны воздействия РГРЭС

Формы Си РЬ са

Сорбированные 95% 82% 90% 98%

Обменные 79% 68% 73% 84%

В ходе полевого обследования было также установлено, что высокомолекулярные продукты разложения органики (последействие навоза сразу после его внесения, 1999 г) снижают биопоглощение ТМ, а низкомолекулярные (по- следействие навоза на третий год после внесения, 2001 г) - наоборот, активизируют, т.к. являются доступными растениям (рис. 3). Таким образом, миграция ТМ в почвенном покрове интенсивна, связана с преобразованием органических веществ (в т.ч. гумуса) и может сопровождаться загрязнением фитомассы. По результатам полевых исследований свинец и кадмий были признаны приоритетными загрязнителями ландшафтов зоны воздействия РГРЭС; в ходе экспериментальных исследований более детально изучено влияние данных двух элементов на региональные агроэкосистемы.

а) 1999, кукуруза

б) 2001, пшеница (зерно)

Рис. 3. Динамика поглощения ТМ сельскохозяйственными культурами в связи с применением органических удобрений В четвертой главе «Экспериментальная оценка экологической эффективности различных агромелиоративных приемов при высоком уровне загрязнения корнеобитаемого слоя почвы» с целью оценки экологических эффектов внесения органических удобрений и различных режимов орошения в условиях загрязнения пахотного горизонта почвы тяжелыми металлами нами были проведены экспериментальные исследования с использованием вегетационных сосудов, снабженных приспособлениями для сбора почвенных вод. Опытные сосуды представляли собой емкости из химически инертного материала (полиэти-

лен), площадью 350 см2 и высотой 20 см, заполненные темно-серой лесной тяжелосуглинистой почвой, отобранной в Пронском районе Рязанской области (на территории АОЗТ «Малинищи») и геохимически идентичной почвенным разностям, преобладающим в зоне воздействия Рязанской ГРЭС.

Образцы почвы отбирались из пахотного слоя сельхозугодий; перед помещением в вегетационные сосуды почва подвергалась перемешиванию и просеиванию через сито с ячейками 3 мм. Одновременно с заполнением сосудов в почву равномерно вносились тяжелые металлы в форме растворов химически чистых солей. В опыте были использованы соединения РЬ и Сё (табл. 4.)

В каждый из сосудов, независимо от вариантов опыта, внесено идентичное количество ТМ. Внесение в сосуды удобрений и хммелиорантов производилось через 7 дней после внесения металлов, после того, как ТМ достаточно полно провзаимодействовали с ППК. Было проведено два основных варианта опыта, в которых в качестве удобрений использовался навоз КРС из расчета 100 т/га, а во втором варианте - вместе с навозом вносилась известняковая мука, доза которой рассчитывалась исходя из агрохимически обоснованного для соответствующих почв уровня внесения 6 т/га. Вышеуказанные дозы определялись на основании рекомендаций В.Б. Ильина (1995а), И.А. Шильникова и др. (1994). Кроме того, имелись 2 контрольных варианта. Общая схема опыта представлена в таблице 4.

Таблица 4. Схема вегетационного эксперимента

Внесение ТМ Моделирование агромелиоративных приемов

Варианты Форма внесения Доза, мг металла на сосуд Навоз КРС, г/сосуд Известь, г/сосуд

РЬ Сс1 РЬ С<1

1 а б в О £ СП о 350 -

2 а б в (Ч <— о о и ¡г у, -О о, к' 00 б ся 4200 2,1 350 21

Контр оль+ТМ (К-1) и - -

Контроль чистый (К-2) - - - - - -

Как результат вышеуказанного мероприятия, концентрация свинца в почве вегетационных сосудов достигла 504 мг/кг, а кадмия - 2,73 мг/кг при исход-

ной соответственно 9,8 и 0,26 мг/кг, причем, согласно данным В.Ф. Евтюхина (1998) об уровне содержания ТМ в удобрениях и известковых материалах, применяемых в сельхозпредприятиях региона, количеством металлов, содержавшихся в качестве примесей в навозе и извести, можно пренебречь (менее 1% от количества, внесенного в форме солей).

В дальнейшем проводилось влагонасыщение почвы в вегетационных сосудах до уровня наименьшей влагоемкости и далее - посев опытной культуры -вико-овсяной травосмеси. Выбор культуры обоснован в первую очередь ее широкой распространенностью в агроландшафтах в условиях молочно-мясной специализации животноводства региона. Уборка биомассы проводилась через 128 дней, когда растения овса достигли стадии мол очно-восковой спелости, а вики - начала завязывания бобов. Образцы травосмеси высушивались до воздушно-сухого состояния, после чего анализировались на накопление ТМ; раздельный анализ бобовых и злаковых не проводился.

Исследования в каждом из 2 вариантов опыта проводились по трем направлениям: а) без орошения, когда полив моделировал естественные зонально-региональные условия увлажнения вегетационного периода; б) в условиях орошения; в) при фактическом переувлажнении.

Два контрольных варианта - К1 (с внесением ТМ в тех же дозах, что и в вариантах 1 и 2, но без агромелиоративных мероприятий) и К2 (абсолютный контроль: без применения удобрений, мелиорантов и без внесения ТМ) предусматривали лишь еженедельный «фоновый» полив. Повторность всех вариантов опыта была трехкратной.

Суммарный вынос некоторых элементов с почвенными водами оказался выше во 2-ом варианте (для Си - в 1,82 раза, для РЬ - в 2,13 раза), что явилось результатом значительного роста их концентраций (особенно в варианте 26). Для Сс1 и Zn отмечена полностью противоположная закономерность - их вынос во 2-м варианте по сравнению с первым оказался ниже соответственно в 1,23 и 1,86 раз (табл. 5).

Примечателен рост миграционной способности во 2-м варианте опыта (с применением извести и навоза) и меди, и свинца (несмотря на то, что загрязнение почвы медью не моделировалось). При этом средняя концентрация Си в варианте 26 по сравнению с первым вариантом опыта возросла в 2,2, а РЬ - в 9,5 раза, а крайние значения достигли соответственно 20,4 и 120,2 мкг/л. Таким образом, совместное внесение в почву извести и навоза КРС активизирует водную миграцию ТМ, тяготеющих к почвенной органике, в первую очередь Си и РЬ. Характерно, что концентрация Хп и Сё в почвенной воде в варианте 26 также была повышенной, но это не привело к сколь-нибудь заметному росту суммарного выноса по сравнению с вариантом 2в, в отличие от Си и РЬ.

Проведенный нами корреляционный анализ подтвердил, что ведущим фактором водной миграции ТМ является не уровень их содержания в почве, а геохимическая специфика. Так, налицо корреляция концентраций в лизиметрических водах элементов-аналогов: Си и РЬ (г=+0,81), и С<1 (г=+0,65); а связь динамики концентраций РЬ и С<1, соли которых совместно вносились в почвы опытных сосудов, заметно слабее (г=+0,56 и значим при уровне доверительной вероятности <0,90).

Таблица 5. Миграция ТМ с почвенными водами по вариантам опыта в сравнении с гидрогеохимическим фоном центра России и гигиеническими нормативами _

Вариант, фон РЬ С<1 Си 1п

1 2 3 1 2 3 1 2 3 1 2 3

1 б 5,7 37% 8,82 0,9 29% 1,12 5,7 47% 6,38 69,6 67% 87,4

в 5,8 50% 12,18 0,97 16% 2,06 6,4 41% 12,12 40,3 17% 84,5

2 б 53,2 109% 43,88 1,23 43% 1,34 14,6 46% 20,0 54,3 56% 47,9

в 5,7 29% 7,8 1,0 26% 1,24 6,6 43% 8,17 39,5 58% 44,35

Грунтовые воды бассейна Волги, мкг/л* 0,5-1,0 0,05-0,1 3-5 10-15

Воды малых рек, подверженных сельскохозяйственному воздействию, мкг/л* 2-5,3 0,4-0,7 6-8 25-30

ПДКс/б 30 1 1000 1000

Транслокация ТМ в фитомассу характеризует данные таблица 6 рисунок 4. Как свидетельствуют полученные результаты, концентрация ТМ в фитомассе в условиях модельного опыта существенно отличается от величин, наблюдаемых в агроландшафтах, что объясняется спецификой развития растений в условиях лаборатории. Однако и в данном случае геохимические аналоги - Си и РЬ, Ъъ и Сё - ведут себя сходно. Обращает на себя внимание высокий уровень содержания Сс1 - на порядок выше, чем в полевых условиях, и в несколько раз выше ПДК, в том числе и в варианте К-2. По-видимому, аналогичные агромелиоративные приемы в полевых условиях не будут сопровождаться столь высокой транслокацией С<1.

Концентрация РЬ на контроле (вариант К-2) оказалась весьма близкой к величине, зафиксированной в естественных условиях, тогда как во всех иных вариантах опыта она была в 3-6 раз выше. Особенно высоким оказалось накопление РЬ в фитомассе в варианте К-1 при отсутствии применения удобрений и

химмелиорантов, а также - 1в (применение навоза в условиях переувлажнения) и 26 (навоз + известь в условиях орошения).

Таким образом, транслокация РЬ в фитомассу возрастала параллельно росту его гидрохимической подвижности, о чем свидетельствуют и результаты корреляционного анализа (парный коэффициент корреляции содержания РЬ в лизиметрических водах и растительности в 1-м варианте составил +0,68, а во 2-м - +0,60). Полученные данные позволяют сделать важный вывод о том, что внесение органических удобрений, иммобилизуя ТМ, предотвращает их водную миграцию, но при неправильном орошении не способно снизить доступность их для растений, о чем свидетельствует высокое накопление РЬ в варианте 1 в (переувлажнение).

Таблица 6. Содержание ТМ в фитомассе вико-овсяной травосмеси по вариантам опыта в сравнении с данными по зоне воздействия Рязанской ГРЭС и ги-_гиеническими нормативами (мг/кг воздушно-сухой фитомассы)_

Вариант, ПДК Си 1п РЬ са

1а 2,93 25,18 10,78 1,89

16 2,73 23,27 8,40 1,60

1в 5,44 26,14 12,33 1,54

2а 3,96 17,73 8,33 1,15

26 3,81 20,52 11,11 0,87

2в 3,89 17,67 6,67 1,12

К-1 3,0 31,17 11,23 1,17

К-2 8,88 45,58 2,15 0,96

Зона воздействия РГРЭС (кормовые травосмеси) 4,5 22,9 2,20 0,1

ПДК 30 50 5 0,3

Рис. 4. Динамика концентраций ТМ в фитомассе вико-овсяной травосмеси

по вариантам опыта

Агрономически обоснованное орошение, напротив, снижает транслокацию РЬ на 23-32% (вариант 16 в сравнении с 1а и 1в). Следовательно, экологически неблагоприятны как переполив, так и недостаточное увлажнение, а орошение может служить средством оптимизации загрязненных агроландшафтов. Однако подобную роль оно не способно играть в условиях совместного внесения навоза и извести (вариант 26), чего, как показано выше, на загрязненных ТМ почвах следует избегать. В последнем случае происходит общий рост миграции ТМ, связанных с органикой, в первую очередь РЬ.

Для оценки режима увлажнения на транслокацию ТМ был проведен дисперсионный анализ, результаты которого содержаться в табл. 7. Показано, что для РЬ и Сс1 в 1-м варианте влияние водного режима почвы на их концентрацию в растениях не значимо при р=0,95 и даже при р=0,90 (вследствие высокой внутригрупповой дисперсии, особенно в варианте 16 с орошением); причем фактор увлажнения определяет накопление РЬ растительностью лишь на 20%, а более подвижного С<1 - на 5%. Для 2-го варианта рассчитаны существенно иные зависимости: роль фактора увлажнения увеличивается для РЬ до 83%, для С<1 несколько менее - до 44% (значим при р=0,90); внутригрупповая дисперсия в варианте 26 была уже, наоборот, невысокой. В отношении Си и 1п закономерности менее определенны, они здесь не анализируются. На наш взгляд, рост зависимости транслокации ТМ от характеристик водного режима является негативной тенденцией, свидетельствующей об ослаблении иных механизмов, сдерживающих поступление ТМ в растения. При этом характерно, что при внесении в почву органического удобрения без извести такие механизмы сохраняются.

Таблица 7. Результаты дисперсионного анализа для накопления ТМ кормовой __травосмесью_

Варианты Свинец Кадмий

X а Г« X а

а 10,8 2,98 1,86 0,02

1 б 8,4 12,2 0,25 0,2 1,60 0,14 0,37 0,05

в 12,3 5,2 1,54 0,06

а 8,3 0,88 1,97 0,032

2 б 11,1 0,07 0,004 0,83 0,84 0,033 0,10 0,44

в 6,67 1,97 1,15 0,032

Резюмируя вышеизложенное, следует подчеркнуть, что смоделированный уровень загрязнения почв РЬ и С<1 является столь значительным, что в подобных условиях реабилитировать агроландшафт средствами только комплексных мелиораций невозможно. При этом, благодаря высокой сорбционной емкости

тёмно-серых лесных почв и органических удобрений (в случае, если одновременно с их внесением не проводится известкование), возможно снизить водную миграцию данных ТМ, но предотвратить сверхнормативное накопление в фи-томассе в условиях лабораторного эксперимента не удалось. Выявлено, что наиболее оптимальным способом снижения миграции ТМ является внесение повышенных доз навоза КРС с последующим орошением (вариант 16, табл. 7). Однако осуществить данное снижение до экологически приемлемых величин возможно при более низкой почвенной концентрации ТМ. При содержании в почве РЬ на уровне нескольких сотен мг/кг и Сё в несколько раз выше ПДК, очевидно, следует относить территорию к категории «не сельскохозяйственного использования».

Таким образом, полученные в ходе экспериментальных исследований данные позволили наметить путь оптимизации землепользования и ориентировочно установить верхнюю планку почвенных концентраций ТМ, выше которой реабилитация агроландшафта мелиоративными методами нецелесообразна.

Результаты биометрических наблюдений (таблица 8) свидетельствуют о том, что минимальная урожайность отмечена в варианте К - 1 (только внесение ТМ), не благоприятный вариант 2 б - навоз + известь + орошение, а самый лучший агромелиоративный прием 1 б внесение навоза и орошение.

Таблица 8. Результаты биометрических наблюдений

Вариант Длина побегов, см Зерен в колоске метелки (на 1 растение)

1 а б в 38,9 (36-41) 38,3 (39-40) 40,0(32-53) 3,3 (3-4) 4,67 (4-5) 1,80(0-4)

2 а б в 45,3 (38-51) 48.2 (45-54) 38.3 (32-49) 3,0 (2-4) 1,83 (0-4) 0,67 (0-2)

К-1 39,0 (33-42) Отс.

К-2 56,0 (49-63) 4,5 (3-6)

В пятой главе Результаты полевых экспериментальных исследований

способов оптимизации агроландшафтов средствами комплексных мелиораций в условиях техногенного загрязнения и оценка их экономической эффективности обсуждаются результаты полевого опыта, заложенного в мае 2003 г. на землях АОЗТ «Малинищи» Пронского района Рязанской области. Уровни внесения металлов в почву рассчитаны на основании данных полевых исследований их техногенного потока в зоне воздействия РГРЭС. Разработано 5 вариантов опыта, моделировавших различные агромелиоративные приемы (табл. 9). Как свидетельствуют полученные данные (рис. 5 и 6), наибольшей концентрации РЬ и Сё достигали при орошении без применения навоза и химмелиорантов как

средств иммобилизации ТМ (V вариант). Применение извести и минеральных удобрений позволяло снизить общий уровень биопоглощения ТМ в фитомассу (в частности, под влиянием "эффекта разбавления"), но избежать превышения ПДК, тем не менее, не удалось. Причина - повышение геохимической подвижности ТМ в почве. Наиболее экологически оптимальный уровень концентраций ТМ достигался при внесении навоза КРС (из расчета 100 т/га), что свидетельствует о приоритетности проблемы улучшения гумусного состояния пахотных почв в целях снижения миграции токсикантов.

Таблица 9. Схема полевого опыта

Уровень загрязнения ТМ* Доза внесения элемента, г/м2 Концентрация ТМ в 0-20 см слое почвы после внесения солей, мг/кг

1 РЬ са 13,5 0,14 62 0,57

2 РЬ са 26,9 0,28 113,5 0,84

3 РЬ са 40,4 0,42 165,3 . 1,11

ПДК, мг/кг почвы РЬ са 32,0 1,0

*Примечание: свинец вносился в форме РЬ(СН3СОО)2 »ЗНгО; кадмий - в форме

СаЗС>4 »8Н2О

Рис. 5 Концентрация свинца в вико-овсяной травосмеси по результатам полевого эксперимента

Рис. 6. Концентрация кадмия в вико-овсяной травосмеси по результатам полевого эксперимента

контроль

Под влиянием агромелиоративных мероприятий и различного уровня внесения ТМ изменялась также урожайность кормовых трав (рис. 7). В большинстве вариантов опыта отмечалось заметное снижение урожайности на опытных площадках по сравнению с контрольными под виянием токсикантов. Параллельно возрастала и концентрация ТМ в фитомассе, что делало ее непригодной для скармливания сельскохозяйственным животным. Минимальное снижение урожайности под влиянием токсикантов и оптимальное соотношение количества и качества фитомассы зафиксировано в варианте I с применением навоза.

Рис. 7. Урожайность вико-овсяной травосмеси по результатам полевого опыта При этом достигался не только экологический, но и экономический эффект.

Экономическая эффективность применения агромелиоративных мероприятий по реабилитации техногенно загрязненных земель определяется соотношением между стоимостью получаемой сельскохозяйственной продукцией на этих участках и за тратой труда и средств, обеспечивающих производство продукции и ее количество. Расчет абсолютной экономической эффективности производится по формуле:

Э3=ЧП/К, (5.1)

где Э3 - экономическая эффективность затрат на оптимизацию свойств почв, руб/руб; ЧП- чистая продукция, получаемая на данном земельном объекте за год, руб; затраты на улучшение свойств почвы, руб.

В нашем случае, на варианте внесения навоза 100 т/га стоимость полученной продукции сена однолетних трав с одного гектара составила (урожай 9,4 т/га) 18800 руб. го расчета стоимости одной тонны 2000 руб. Стоимость затрат на улучшение свойств почвы (стоимость навоза, его внесение) составляет соответственно 11700 руб., из расчета стоимости одной тонны навоза 100 руб. и стоимости горючего и труда (3 чел.дн.) - 1700 руб.

По выше приведенной формуле получаем экономическую эффективность затрат на оптимизацию почвы, которая составляет:

Э, = 18800 /11700 = 1,6руб./руб. Расчет экономической эффективности показал, что на 1 руб. затрат на проведение рекультивации почв получается 1,6 руб. прибыли. При этом получается экологически чистая продукция (концентрация свинца в корме составит 1,8 мг/кг, ПДК - 5,0 мг/кг, концентрация кадмия - 0,32 мг/кг, ПДК - 1,0 мг/кг), т.е. соответственно в 2,5 и 3 раза меньше предельно допустимых доз.

Таким образом, по полученным нами данным, приоритетным загрязнителям агроландшафтов Рязанского региона являются свинец и кадмий. При этом внесение органических удобрений в несколько повышенных дозах в сочетании с обязательной оптимизацией водно-воздушного режима почвы способно дать максимальный экологический эффект при реабилитации загрязненных РЬ и Cd почв. Совместное внесение навоза и извести следует исключить, а почвы, содержащие свыше 170 мг/кг свинца и 1,2 мг/кг кадмия в условиях широколиственно-лесной зоны Рязанской области следует выводить из оборота.

В шестой главе Экосистемные закономерности критических нагрузок, предварительные результаты расчета величин критических нагрузок «питательного» азота на экосистемы Рязанского региона и их анализ первым этапом расчета КН - определение годовой поставки нитратного и аммонийного азота (осуществлено по данным снегосъемки 2007 года).

Средний уровень атмосферных выпадений в регионе составляет 2153 кг/км2*год при минимальных значениях 168 кг/км2*год (экосистема на периферии Красного болота в 20 км к северо-западу от Рязани, максимальный приблизительно 8 000 кг/км2*год (сельскохозяйственное поле в одном километре к северу от с. Епихино Рязанского района); коэффициент вариации 71 %.

Общей закономерностью распределения атмосферной поставки нитратов является её увеличение в отрицательных элементах рельефа, особенно расположенных вблизи крупных промышленных предприятий (пойма Оки к западу от Солотчи, балочно-долинные экосистемы в 18 км к востоку от РГРЭС, а также экосистема западин Окско-донского водораздела). Данное накопление следует увязывать с внутриснежным стоком, который имеет место во время оттепелей, и является мощным фактором перераспределения атмосферных выпадений.

Таким образом, геохимически подчинённые местоположения являются потенциально более подверженным поступлению таких соединений как нитраты.

Атмосферные выпадения нитратного азота в экосистемах лиственных лесов низки и близки к минимальным значениям. В то же время хвойные и сме-

шанные леса отличаются более высокими выпадениями в связи с тем, что хвойные в процессе жизнедеятельности осуществляют своеобразную самоподкормку питательными элементами и обогащают ими осадки. Поскольку хвоя зимой не опадает, данный процесс не приостанавливается и в холодную погоду.

Определенным исключением является крупный массив лиственного леса к северу от п. Пронск в дальнем радиусе зоны воздействия РГРЭС: уровень выпадения нитратного азота достаточно высок хотя и не максимален: 2531 кг/км2/год, что в 1,5 раза выше, чем в среднем в экосистемах лиственных лесов. Распределение выпадений нитратов в зонах воздействия крупных предприятий является чрезвычайно характерным. В непосредственной близости от предприятия, как правило выпадения весьма низки и возрастают в незначительном удалении от него, зоны сплошного максимума не образуются, выпадения достигают наибольших величин там, где складывается комплекс благоприятных условий: например наветренная экспозиция склонов, наличие «фильтров» атмосферных потоков, лесных массивов и лесополос, наложение зон воздействия соседних предприятий.

Наиболее показателен в этом отношении пример РГРЭС. По результатам проведенной нами снегосъемки, непосредственно под факелом выбросов и по направлению основного переноса (в соответствии с розой ветров зимнего периода - к востоку и северо-востоку) наблюдается зона пониженных выпадений 580 -1800 кг/км2*год нитратного азота.

В результате депрессия охватывает большую территорию и наиболее выражена по направлению основного переноса выбросов, поскольку здесь максимальны как вероятность переноса, так и скорость воздушных потоков. Техногенное увеличение атмосферной поставки нитратов наблюдается на расстоянии 35-40 км от РГРЭС, что значительно дальше расчётного.

В северо-западном и юго-западном направлении от РГРЭС располагается так называемая ветровая тень, где вероятность переноса выбросов минимальна, а зоны максимальных концентраций нитратного азота в снеге расположены в 2 раза ближе к предприятию - на расстоянии 18-20 км. При этом максимум выпадения расположен на территории, где наиболее вероятно совместное влияние выбросов РГРЭС и промышленных предприятий Рязани. На западе'района исследований выпадения нитратного азота в целом достаточно низки, что наиболее заметно в районе г. Рыбное. Таким образом, полученные нами результаты позволяют значительно уточнить традиционные подходы к анализу распространения в атмосфере компонентов выбросов. В частности установлено, что техногенный азот обладает высокой подвижностью, что отличает его от многих других в частности тяжелых металлов. Антропогенный привнос азота широко распространяясь за пределы санитарно-защитных зон предприятий способен

охватить широкие территории, в том числе фоновые экосистемы. В этой связи закономерно, что исследования выпадений форм азота должны отличатся большим территориальным охватом, а при интерпретации результатов необходимо учитывать ресурсы устойчивости фоновых экосистем. Пространственная картина выпадения аммиачного азота (рисунок 9) в целом повторяет закономерности, характерные для нитратного азота. В частности фиксируется минимум атмосферных выпадений приуроченный к западному району исследований и возрастание выпадений на востоке под влиянием функционирования промышленных территорий. Для аммония характерно перераспределение в процессе внутри снежного стока - менее существенное в пойме Оки, но более выраженное в западинах и овражно-балочных системах (в районе п. Старожилово и п. Ухолово).

Наблюдается повышение выпадения аммония в лесных массивах вблизи промышленных предприятий (в частности, под кронами лесополосы в 15 км к северо-востоку от РГРЭС). В отличие от нитратного азота, для аммонийного азота характерна большая зависимость концентраций в снеговой воде от типа растительности: в массивах хвойных лесов наблюдаются особенно контрастные максимумы (территория к юго-западу от Ряжска к северу от Солотчи и так далее). В целом полученные результаты позволяют предположить, что техногенный аммонийный азот ещё более способен к миграции в атмосфере, чем нитратный, в результате чего контрастных техногенных максимумов аммонийного азота в осадках не возникает; вместо них существует широкая размытая зона относительно повышенных выпадений, которая протягивается от северозападной Мещёры через Спасск, в сторону г. Ряжска и пос. Ухолова и охватывает полукольцом основные промышленные центры района исследований на расстоянии нескольких десятков километров от них. При этом сложно разделить техногенный вклад и природные источники аммония, поскольку данная территория приурочена одновременно и к наиболее значимым лесным массивам (хотя включает и участки агроландшафтов).

Максимальные значения критической нагрузки группируются в центре исследуемой территории и частично на северо - западе, включая территорию г. Рязани и ближайших окрестностей. Ареал максимальных величин критической нагрузки соответствует ареалу распространения упомянутых выше дуболипня-ков с участием осиновых сообществ на серых лесных почвах. Данную территорию можно назвать «зональной почвенно-растительной осью региона», которая, по нашему предположению, в условиях современного климата функционирует наиболее эффективно и по этой причине обладает наибольшей устойчивостью к возможному химическому загрязнению (по крайней мере, к поступлению биогенных элементов). Согласно литературным данным, в процессе

Условные обозначения: Атмосферные выпадения N03', т/км2<год Атмосферные выпадения ИНД

кг/км2 .год

|-1 <0,2 Щ 0,2-1,2 ¡¡¡Щ 1,2-2,2 ¡Щ 2,2-3,2 □ <5<Е1Э 50-150 Щ 150-25СЙЦ250-350

3,2-4,2 4,2-5,2 >5,2 ™ 350-450=™ 450-550 >550

Рисунки 8 и 9 - Атмосферные выпадения нитратной и аммонийной форм азота в центре Рязанского региона (данные 2007 г.) текущих изменений климата в наиболее выигрышных условиях оказываются сообщества широколиственных лесов, ареал которых - и ареал соответствующих им типов почв - будут расширяться. Полученные результаты позволяют заключить, что основной вклад в биологическую иммобилизацию азота вносят мелколиственные растительные сообщества, в частности осинники осоково-снытьевые «в зональной оси региона», влажные березняки юго-восточной Мещеры и периферии крупных болотных массивов, а также вторичные березняки, развивающиеся на месте вырубок и других антропогенных нарушений зональной растительности. За мелколиственными сообществами со значительным отрывом следует зональная растительность севера широколиственно - лесной зоны: дубо - липняки осоково-снытьевые.

Отправной точкой расчета критических нагрузок питательного азота является

массовый баланс всего азота (N) в рассматриваемом отделе :почвы (поступления = приемники + удаления): Полная формула биогеохимического баланса азота.

Ndep+ Nfix = Nad+ Ni+ Nu+ Nde+ Neros+ Nfire+ Nvol+ Nie (-1)

где:

• Ndep = полное отложение N

• Nfix = поступление N путем биологической фиксации

• Nad = адсорбция N

• Ni = долгосрочная чистая иммобилизация N в органическом веществе почвы

• Nu = чистое удаление N через растительные заготовки и животных

• Nde = поток N в атмосферу из-за денитрификации

• Neros = потери N при эрозии

• Nfire = потери N с дымом из-за пожаров

• Nvol = потери N в атмосферу через улетучивание аммонийного азота

• Nie = выщелачивание N ниже корневой зоны Используемые единицы - г-экв/га/год.

• CLmt(N)=Ni+Nu+Nde+Nle (2) Определение масштабов денитрификации.

• Nde=(fde*(Ndep-N - Nu) если Ndep > Ni + Nu (3)

О или

Определение допустимых масштабов водного выноса из ландшафта.

• Nie = Nle(acc) ll-fde (4) Определение допустимых масштабов водной миграции в почвах.

• Nle(acc)=Q*[N]acc, (5)

• где [NJacc - допустимая концентрация азота (г-экв/мЗ), Q - избыток осадков (мЗ/га/год).

Величина критической нагрузки азота лишь в незначительной степени определяется процессами его почвенной трансформации (в используемых нами терминах - величинами Ni, Ni*, Nde). Процессы, характеризуемые данными величинами, вносят вклад в величину критических нагрузок в размере 22-1,2%, максимально - в условиях темно-серых лесных почв и черноземов, минимально - в условиях глеево-подзолистых, песчаных и светло-серых лесных' почв. Следует различать почвы с малым участием процессов почвенной трансформации азота и малой суммарной величиной КН (песчаные, дерново-подзолистые), и с малым участием указанных процессов, но высокой КН (глеево-подзолистые, светло-серые лесные). Первые отличаются от вторых меньшей устойчивостью к химическим воздействиям как биотического, так и почвенного блоков.

На рисунке 10 представлена картосхема динамики критических нагрузок по типам экосистем Рязанского региона. Хорошо заметна приуроченность минимальных значений критической нагрузки к песчаным почвам Мещёры и Ра-ново-Пронского зандра; «чернозёмному» к югу и юго-западу области присуще значение критической нагрузки, близкое к среднему для региона, аналогичные значения характерны для территорий в юго-восточной Мещере, а также в северной Мещере по периферии верховых болот. Максимальные значения критической нагрузки группируются в центре исследуемой территории и частично на северо - западе, включая территорию г. Рязани и ближайших окрестностей. Ареал максимальных величин критической нагрузки соответствует ареалу распространения упомянутых выше дуболипняков с участием осиновых сообществ на серых лесных почвах. Данную территорию можно назвать «зональной поч-венно-растительной осью региона», которая, по нашему предположению, в условиях современного климата функционирует наиболее эффективно и по этой причине обладает наибольшей устойчивостью к возможному химическому загрязнению (по крайней мере, к поступлению биогенных элементов). Согласно литературным данным, в процессе текущих изменений климата в наиболее выигрышных условиях оказываются сообщества широколиственных лесов, ареал которых - и ареал соответствующих им типов почв - будут расширяться. Полученные результаты позволяют заключить, что основной вклад в биологическую иммобилизацию азота вносят мелколиственные растительные сообщества, в частности осинники осоково-снытьевые «в зональной оси региона», влажные березняки юго-восточной Мещеры и периферии крупных болотных массивов, а также вторичные березняки, развивающиеся на месте вырубок и других антропогенных нарушений зональной растительности. За мелколиственными сообществами со значительным отрывом следует зональная растительность севера широколиственно - лесной зоны: дубо-липняки осоково-снытьевые. Биоаккумуляция азота во влажных дубравах пойм в 2 раза ниже, чем в дубравах водоразделов, в связи с меньшей эффективностью биопродукционного процесса при периодическом переувлажнении. Такой же уровень биоаккумуляции характерен для лесостепных дубрав юга региона, но там причина иная - периодический дефицит осадков. Данное обстоятельство лишний раз подтверждает как избыток, так и недостаток увлажнения, а сообщества, сходные по видовым особенностям, могут функционировать с интенсивностью, различающейся в несколько раз. Минимальной биоаккумуляцией азота отличаются сообщества Мещерских лесов и болот, функционирующие в условиях переувлажнения, за исключением сообществ на глеево - подзолистых почвах, которые отличаются существенно более высоким плодородием. В несколько более выигрышном положении находятся искусственные сосновые насаждения, которые до достиже-

ния стационарного состояния (100-120-летнего возраста) представляют собой более активный аккумулятор биогенных элементов, чем зональные сосняки. Как свидетельствуют данные рисунка 11, в настоящее время нигде не наблюдается превышений суммарного атмосферного привноса азота над возможностями фоновых экосистем его трансформировать без неблагоприятных последствий. Однако экосистемы, для которых получена разность между КН и фактическими выпадениями менее 10 кг/га/год, находятся в «зоне риска», и при росте объемов антропогенной эмиссии (даже до уровня начала 1990-х гг.) - при неизменности пространственной картины атмосферной поставки - превышения там будут наблюдаться.

Рис. 10 - Результаты предварительной оценки Рис. 11 - Оценка превышений

критических нагрузок «питательного» азота атмосферными выпадениями

на экосистемы центра Рязанской области соединений азота расчетных

величин критических нагрузок

Это - сообщества зональных сосняков на автоморфных дерново-подзолистых почвах (особенно - в окрестностях г. Рязани), заболоченные западины Окско-Донского плоскоместья, а также поймы в дальнем радиусе воздействия крупнейших промышленных источников азота - г. Рязани и Рязанской ГРЭС. Таким образом, картосхема рис. 11 может служить для прогнозных ландшафтно-геохимических оценок возможных последствий роста эмиссии азота и дает представление о значительной территориальной неоднородности отклика экосистем на подобный рост.

ВЫВОДЫ.

1. Изучение агроландшафтов в зоне влияния крупнейшего промышленного объекта региона - Рязанской ГРЭС выявило эффекты аккумуляции техногенных ТМ в различных компонентах окружающей среды. Приоритетными загрязнителями выявлены РЬ и Сё, отличающиеся высокой миграционной способностью в ландшафтах, что приводит к возрастанию их опасности (коэффициенты деструкционной активности РЬ и Сё составили 31-105, тогда как Си и Ъл - на порядок ниже: 2,1-2,7). Активная атмосферная миграция свинца и кадмия является существенным фактором риска сверхнормативного атмотехноген-ного воздействия. Это может приводить к росту концентрации РЬ в осадках до 700 мкг/л, а в атмосферных аэрозолях - до 41000 мг/кг. Концентрации ряда металлов в природных водах изученных агроландшафтов повышены: содержание кадмия в большинстве случаев выше ПДК, а свинца - находится на уровне, характерном для сильнозагрязненных вод (свыше 10 мкг\л). Возрастает подвижность ТМ под влиянием сельскохозяйственного освоения земель, причем фактором возрастания является дегумификация пахотных почв.

2. В ходе экспериментальных исследований установлено, что оптимальным агромелиоративным приемом, способствующим снизить опасность загрязнения, является применение повышенных доз органических удобрений (100 т/га) совместно с орошением. При этом неблагоприятны как отсутствие орошения, так и фактическое переувлажнение по сравнению с вариантом с орошением. Совместное внесение известняковой муки и навоза, приводит к подвижности ТМ (в первую очередь свинец, тяготеющего к комплексообразованию с органикой, но также и кадмий), что способствует падению урожайности даже при наличии орошения (в лабораторном эксперименте - в 2 раза, в полевом - на 43%). Граница между допустимым и критическим уровнями в условиях широколиственно-лесной и лесостепной зон Рязанской области ориентировочно лежит в интервалах концентраций РЬ 160-500 мг/кг почвы и Сё 1-2,5 мг/кг.

эффект. При этом отмечается минимальное снижение урожайности под влиянием токсикантов и оптимальное соотношение количества и качества фитомассы. Рост урожайности, сопровождающийся транслокацией ТМ в фитомассу, нельзя признать приемлемым. Применение минеральных удобрений при высокбм уровне внесения металлов в почву опытных площадок урожайность кормовой травосмеси составила 5,0 кг/м2 сырой массы против 3,8 - в случаях с навозом, однако концентрация свинца возросла в 13 раз и составила 30,6 мг/кг, существенно превысив ПДК. При отсутствии мероприятий по повышению почвенного плодородия при высоких концентрациях в них техногенных ТМ происходит особенно резкий рост содержания токсикантов в тканях растений.

4. Для оценки загрязнения кислотообразующими оксидами, обладающими существенно большей интенсивностью атмосферной миграции, чем тяжелые металлы была использована перспективная методика оценки критических нагрузок, базирующаяся на экосистемном подходе и позволяющая максимально подробно учесть природную неоднородность геохимической устойчивости. Оценка осуществлялась на основе данных о пространственных закономерностях фактических выпадений соединений азота, которые были оценены по данным снегосъемки 2007 года. Установлено, что средний уровень атмосферных выпадений нитратного азота в регионе составляет 2153 кг/км2*год, а аммонийного - 306 кг/км2*год.

5. Естественная устойчивость фоновых экосистем к атмосферным выпадениям азота складывается из процессов его почвенной трансформации и биологического поглощения. Оцененные нами величины критических нагрузок колеблются в пределах 8,1-56,7 кг/га*год, достигая минимальных значений в зональных сосняках на дерново-подзолистых почвах, а максимума - под дубо-липняками осоково-снытьевыми. Все экосистемы с величиной 10 кг/га*год характеризуются высокой вероятностью выведения из геохимического равновесия даже при незначительном техногенном увеличении эмиссии азота.

6. Расчет экономической эффективности показал, что на 1 руб. затрат получается 1,6 руб. прибыли. При этом получается экологически чистая продукция (концентрация свинца в корме составит 1,8 мг/кг, ПДК - 5,0 мг/кг, концентрация кадмия - 0,32 мг/кг, ПДК - 1,0 мг/кг), т.е. соответственно в 2,5 и 3 раза меньше предельно допустимых доз.

Предложения производству - в связи с актуальностью проблемы загрязнения агроландшафтов ТМ в Центральном регионе России осуществлять постоянный мониторинг поступления токсикантов в природную среду (в частности - с атмосферными осадками);

- при высоком уровне атмосферных выпадений первостепенное внимание уделять земельным угодьям, приуроченным к местности с эрозионным рельефом и лесными массивами, где вероятность сверхнормативного загрязнения многократно возрастает;

- при рекультивационных мероприятиях способствовать средствами комплексных мелиораций снижению миграционной способности ТМ, в связи с чем вносить органические удобрения в несколько повышенных дозах (оптимально - 100 т/га) при снижении использования минеральных и только раздельно с известковыми материалами;

- использование ахрохиммелиорантов сочетать с оптимизацией водно-воздушного режима почв путем орошения агрономически обоснованными нормами; в широколиственно-лесной и лесостепной зонах региона выводить из оборота земли с концентрацией свинца свыше 170 и кадмия - свыше 1,2 мг\кг.

Основные положения диссертации изложены в следующих работах:

1) Полевые и экспериментальные исследования техногенного воздействия на агроландшафты в условиях Центрального региона России. // Экологическое состояние природной среды и научно-практические аспекты современных мелиоративных технологий: Сб. науч. тр. / под общей ред. Ю.А. Мажайского. - Рязань, 2004. С. 23-34. (Ю.А. Мажайский, Ю.А. Кондрашова, С.А. Тобратов).

2) Природные и техногенные факторы естественной радиоактивности почв центра России.//Доклады Российской академии сельскохозяйственных наук, № 4,2010 (H.H. Дубенок, С.А. Тобратов, Ю.А. Мажайский, Г.А. Кононова, Ю.А. Кондрашова).

3) Обоснование воздействия промышленных предприятий на сопредельные территории на примере Рязанской ГРЭС.// Экологическое состояние природной среды и научно-практические аспекты современных мелиоративных технологий: Сб. науч. тр. Выпуск 2/ под общей ред. Ю.А. Мажайского. -Рязань, 2006. С. 444-452. (Ю.А. Мажайский, С.А. Тобратов, Ю.А. Кондрашова).

4) Особенности распределения тяжелых металлов в почвах лесных экосистем.// «Плодородие» /ВНИИА Россельхозакадемии им. Прянишникова, № 1(46)2009. С. 51-52. (Ю.А. Мажайский, С.А. Тобратов, Ю.А. Кондрашова).

Отпечатано с готового оригинал-макета

Формат 60х84'Л6. Усл. печ. л. 1,63. Тираж 100 экз. Заказ 308.

Издательство РГАУ - МСХА имени К.А. Тимирязева 127550, Москва, ул. Тимирязевская, 44

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Кондрашова, Юлия Александровна

Введение.

Глава 1. Проблема техногенного загрязнения агр о ландшафтов и возможные пути и решения.

1.1. Основные факторы техногенного загрязнения окружающей среды.

1.2. Трансформация техногенных загрязняющих веществ в экосистемах. ц

1.3. Методы оценки воздействия техногенных тяжелых металлов на ландшафты и факторы устойчивости экосистем-.

1.4. Комплексные мелиорации как средство снижения негативного влияния техногенеза на природную среду. зо

1.5. Концепция критических нагрузок загрязняющих веществ 32 на экосистемы: методология оценки, некоторые результаты применения.

1.6. Параметры, используемые для оценки устойчивости 38 почв к техногенным химическим воздействиям

Глава 2. Объекты и методы исследований.

Глава 3. Результаты полевых исследований экологического состояния агроландшафтов Рязанской области и его изменений под влиянием мелиоративных мероприятий.

3.1. Результаты эколого-геохимического обследования почв агроландшафтов Рязанской области.

3.2. Оценка экологической ситуации в зоне воздействия Рязанской ГРЭС по данным полевых исследований.

Глава 4. Экспериментальная оценка экологической эффективности различных агромелиоративных приемов при высоком уровне загрязнения корнеобитаемого слоя почвы.

4.1. Методика лизиметрического опыта.

4.2. Анализ миграции тяжелых металлов с почвенными водами и их транслокации в фитомассу.

4.3. Анализ биометрических показателей и урожайности опытной культуры.

Глава 5. Результаты полевых экспериментальных исследований способов оптимизации агроландшафтов средствами комплексных мелиораций в условиях техногенного загрязнения и оценка их экономической эффективности.

Глава 6. Экосистемные закономерности критических нагрузок и их 101 анализ

Введение Диссертация по биологии, на тему "Экологическая оценка устойчивости агроэкосистем к техногенному загрязнению на примере Рязанской области"

Актуальность исследований. Антропогенное воздействие на мелиорируемые ландшафты, заключающееся в химическом загрязнении отходами, выбросами, сточными водами промышленного и сельскохозяйственного производства приобрело глобальный характер, прогрессирует и требует необходимых мер защиты почвы, воды и растительности.

Для реализации указанной цели были поставлены следующие задачи:

• изучить и проанализировать результаты проведенных ранее исследований форм нахождения токсикантов (в первую очередь ТМ) в природных средах, процессов их миграции и трансформации в ландшафтах;

• дать экспериментальное обоснование совокупности мелиоративных мероприятий, направленных на реабилитацию техногенно загрязненных почв, рост экономической эффективности сельскохозяйственного производства и рост биогеохимической устойчивости агро-экосистем, с учетом природной специфики Рязанского региона.

Научная новизна работы заключается в обосновании набора приоритетных загрязняющих веществ специфичных для Рязанского региона в соответствии со сложившимся уровнем техногенного воздействия и геохимической специализацией промышленности, выявлении пространственных закономерностей эколого-геохимической устойчивости агроэкосистем различных типов, а так же в теоретическом обосновании и разработке эколого-экономически оптимальных агромелиоративных мероприятий, способствующих получению экологически безопасной продукции.

Основные положения, выносимые на защиту:

• закономерности накопления загрязняющих веществ в агроландшаф-тах Рязанского региона и процессов их геохимической трансформации;

Практическая значимость полученных результатов состоит в том, что они нашли востребование в проектной и эксплуатационной деятельности производственных организаций (Проектно-изыскательский институт «Авто-дормостпроект» филиал ОАО «Рязаньавтодор», Управление Федеральной службы по надзору в сфере природопользования (Росприроднадзора) по Рязанской области) и внедряются рядом хозяйств Пронского района Рязанской области, на территории которого находится Рязанская ГРЭС, а также на мелиоративных объектах системы «Рязаньмелиоводхоз».

Апробация работы. Основные результаты диссертационной работы доложены, обсуждены и одобрены на международных, всероссийских и отраслевых конференциях и совещаниях: «Проблемы мелиорации водохозяйственного строительства и обустройства сельских территорий на современном этапе» (Горки, Беларусь, 2001); «Ресурсосберегающие и энергоэффективные технологии и техника в орошаемом земледелии» (Коломна, ООО «Инлайт», 2003); «Экологическое состояние природной среды и научно-практические современные мелиоративные технологии» (Рязань, 2004); «Экологическое состояние природной среды и научно-практические современные мелиоративные технологии» выпуск 2 (Рязань, 2006); «Журнал для ученых, специалистов и практиков «Плодородие» - № 1(46)2009; «Современные энерго- и ресурсосберегающие, экологически устойчивые технологии и системы сельскохозяйственного производства» (Рязань, 2009).

Объем и структура работы. Диссертация состоит из введения, 6 глав, заключения и выводов, изложенных на 144 страницах. Библиография включает 170 источников, в том числе 11 на иностранных языках. Работа содержит 20 рисунков, 32 таблицы.

Заключение Диссертация по теме "Экология (по отраслям)", Кондрашова, Юлия Александровна

ВЫВОДЫ

1. Изучение агроландшафтов в зоне влияния крупнейшего промышленного объекта региона — Рязанской ГРЭС выявило эффекты аккумуляции техногенных ТМ в различных компонентах окружающей среды. Приоритетными загрязнителями выявлены РЬ и Cd, отличающиеся высокой миграционной способностью в ландшафтах, что приводит к возрастанию их опасности (коэффициенты деструкционной активности РЬ и Cd составили 31-105, тогда как Си и Zn — на порядок ниже: 2,1-2,7). Активная атмосферная миграция свинца и кадмия является существенным фактором риска сверхнормативного атмотехногенного воздействия. Это может приводить к росту концентрации РЬ в осадках до 700 мкг/л, а в атмосферных аэрозолях — до 41000 мг/кг. Концентрации ряда металлов в природных водах изученных агроландшафтов повышены: содержание кадмия в большинстве случаев выше ПДК, а свинца -находится на уровне, характерном для сильнозагрязненных вод (свыше 10 мкг\л). Возрастает подвижность ТМ под влиянием сельскохозяйственного освоения земель, причем фактором возрастания является дегумификация пахотных почв.

2. В ходе экспериментальных исследований установлено, что оптимальным агромелиоративным приемом, способствующим снизить опасность загрязнения, является применение повышенных доз органических удобрений (100 т/га) совместно с орошением. При этом неблагоприятны как отсутствие орошения, так и фактическое переувлажнение по сравнению с вариантом с орошением. Совместное внесение известняковой муки и навоза приводит к увеличению подвижности ТМ (в первую очередь свинец, тяготеющего к ком-плексообразованию с органикой, но также и кадмий), что способствует падению урожайности даже при наличии орошения (в лабораторном эксперименте - в 2 раза, в полевом — на 43%). Граница между допустимым и критическим уровнями в условиях широколиственно-лесной и лесостепной зон Рязанской области ориентировочно лежит в интервалах концентраций РЬ 160500 мг/кг почвы и Cd 1-2,5 мг/кг.

3. Результаты полевого эксперимента также свидетельствуют о том, что внесение органических удобрений в загрязненные свинцом и кадмием почвы в качестве метода их рекультивации способно дать максимальный экологический эффект. При этом отмечается минимальное снижение урожайности под влиянием токсикантов и оптимальное соотношение количества и качества фитомассы. Рост урожайности, сопровождающийся транслокацией ТМ в фитомассу, нельзя признать приемлемым. Применение минеральных удобрений при высоком уровне внесения металлов в почву опытных площал док урожайность кормовой травосмеси составила 5,0 кг/м сырой массы против 3,8 - в случаях с навозом, однако концентрация свинца возросла в 13 раз и составила 30,6 мг/кг, существенно превысив ПДК. При отсутствии мероприятий по повышению почвенного плодородия при высоких концентрациях в них техногенных ТМ происходит особенно резкий рост содержания токсикантов в тканях растений.

4. Для оценки загрязнения кислотообразующими оксидами, обладающими существенно большей интенсивностью атмосферной миграции, чем тяжелые металлы, была использована перспективная методика оценки критических нагрузок, базирующаяся на экосистемном подходе и позволяющая максимально подробно учесть природную неоднородность геохимической устойчивости. Оценка осуществлялась на основе данных о пространственных закономерностях фактических выпадений соединений азота, которые были оценены по данным снегосъемки 2007 года. Установлено, что средний уровень атмосферных выпадений нитратного азота в регионе составляет 2153 кг/км2*год, а аммоний иона - 306 кг/км2*год.

5. Естественная устойчивость фоновых экосистем к атмосферным выпадениям азота складывается из процессов его почвенной трансформации и биологического поглощения. Оцененные нами величины критических нагрузок колеблются в пределах 8,1-56,7 кг/га*год, достигая минимальных значений в зональных сосняках на дерново-подзолистых почвах, а максимума -под дуболипняками осоково-снытьевыми. Все экосистемы с величиной 10 кг/га* год характеризуются высокой вероятностью выведения из геохимического равновесия даже при незначительном техногенном увеличении эмиссии азота.

6. Расчет экономической эффективности показал, что на 1 руб. затрат получается 1,6 руб. прибыли. При этом получается экологически безопасная продукция (концентрация свинца в корме составит 1,8 мг/кг, ПДК - 5,0 мг/кг, концентрация кадмия — 0,32 мг/кг, ПДК — 1,0 мг/кг), т.е. соответственно в 2,5 и 3 раза меньше предельно допустимых доз.

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Кондрашова, Юлия Александровна, Рязань

1. Агроклиматические условия Рязанской области. Рязань, 1989. 53с.

2. Агрохимическая характеристика основных типов почв СССР. М.: Наука, 1974. 442 с.

3. Азаров Б.Ф., Соловиченко В.Д., Лобарева А.Г., Азаров В.Б. Содержание тяжелых металлов в сахарной свекле и ячмене в зависимости от их концентрации в почве и уровня удобренности // Химия в сельском хозяйстве, 1995, №5. С. 31.

4. Александрова Л.Н. Органическое вещество почвы и процессы еготрансформации. Л.: Наука, 1980. 280 с.

5. Алексеев Ю.В. Тяжелые металлы в почвах и растениях. Л.: Агро-промиздат, 1987. 142 с.

6. Аржанова B.C., Елпатьевский П.В. Реакция геосистемы на аэротехногенное подкисление // Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах: Тр. 5 Всесоюзн. совещ. Л.: Гидрометеоиздат, 1989. С. 265-272.

7. Бабкин В.В., Завалин А.А. Физико-биохимические аспекты действия тяжелых металлов на растения // Химия в сельском хозяйстве, 1995, № 5. С. 17-21.

8. Берлянд М.Е. Современные проблемы атмосферной диффузии и загрязнения атмосферы. Л.: Гидрометеоиздат, 1975. 447 с.

9. Большаков В.А., Борисочкина Т.И. Гистерезисные явления и их роль в устойчивости почв к загрязнению тяжелыми металлами // Устойчивость почв к естественным и антропогенным воздействиям: Тез. докл. Все-рос. конф., 24-25 апреля 2002 г. М., 2002. 86 с.

10. Большаков В.А., Краснова Н.М., Борисочкина Т.И., Сорокин С.Е., Граковский В.Г. Аэротехногенное загрязнение почвенного покрова тяжелыми металлами: источники, масштабы, рекультивация. М., 1993. 90 с.

11. Бреус И.П., Садриева Г.Р. Миграция тяжелых металлов с ин-фильтрационными водами в основных типах почв Среднего Поволжья // Агрохимия, 1997, № 6. С. 56-64.

12. Булыгин С.Ю., Можейко Г.А., Тимченко Д.О. Скорость эродирования черноземов Донецкой степи // Агрохимия, 1992, № 8. С. 121-128.

13. Василевская В.Д. Проблемы и опыт составления карт устойчивости почвенного покрова к антропогенным воздействиям // Биологическая наука, 1990, № 9, С. 51-59.

14. Вдовченко B.C., Дик Э.П., Киселева Н.В., Соболева А.Н., Юшина Г.Д., Ягунина JI.A., Микушевич В.М. Роль минеральных компонентов углей в загрязнении окружающей среды тепловыми электростанциями. М.: ВТИ, 1996.

15. Вертинская Г.К., Неспятина Т.В., Махонько Э.П. Распределение тяжелых металлов в профиле черноземов и по различным элементам рельефа // Тр. Ин-та экспериментальной метеорологии. Вып. 7 (76). М.: Гидрометео-издат, 1977. С. 102-108.

16. Водяницкий Ю.Н., Добровольский В.В. Железистые минералы и тяжелые металлы в почвах. М., 1998. 216 с.

17. Волощук А.Т., Мазиров М.А. Факторы, определяющие динамику органического вещества серых лесных почв при антропогенном воздействии

18. Устойчивость почв к естественным и антропогенным воздействиям: Тез. докл. Всерос. конф., 24-25 апреля 2002 г. М., 2002. 212 с.

19. Гармаш Г.А. Распределение тяжелых металлов в почве в зоне воздействия металлургических предприятий // Почвоведение, 1985, № 2. С. 27-32.

20. Геохимия окружающей среды / Ю.Е. Сает, Б.А. Ревич, Е.П. Янин и др. М.: Недра, 1990. 335 с.

21. Глазовская М.А. Геохимия природных и техногенных ландшафтов. СССР. М.: Высш. шк., 1998. 328 с.

22. Глазовская М.А. Методические основы оценки эколого-геохимической устойчивости почв к техногенным воздействиям // Методическое пособие, 1997, 71 с.

23. Глазовский Н.Ф., Злобина А.И., Учватов В.П. Химический состав снежного покрова некоторых районов Верхнеокского бассейна // Региональный экологический мониторинг. М.: Наука, 1983. С. 67-86.

24. Голенецкий С.П., Жигаловская Т.Н., Голенецкая С.И. Роль атмосферных выпадений в формировании микроэлементного состава почв и растений // Почвоведение, 1981, № 2. С. 41-48.

25. Горбатов B.C., Обухов А.И. Динамика трансформации малорастворимых соединений цинка, свинца и кадмия в почвах // Почвоведение, 1989, № 6. С. 129-133.

26. ГОСТ 17.4.1.02-83. Охрана природы. Почвы. Классификация химических веществ для контроля загрязнений.

27. ГОСТ 17.4.4.02-84. Охрана природы. Почвы. Методы отбора и подготовки проб для химического, бактериологического и гельминтологического анализа.

28. ГОСТ 17.4.3.01-83. Охрана природы. Почвы. Общие требования к отбору проб.

29. ГОСТ 28168-89. Почвы. Отбор проб.

30. Государственный доклад о состоянии окружающей среды Рязанской области в 1995 году (Белая книга). Рязань, 1996. 217 с.

31. Григорьев А.И., Сидорова Т.И. О некоторых закономерностях оседания и аккумуляции на местности промышленного аэрозоля // Журнал технической физики, 1998, т. 68, № 3. С. 20-24.

32. Гусева Т.М. Оценка изменения экологического состояния агро-ландшафта Окского бассейна под влиянием антропогенных нагрузок: Дис. . канд. сельскохоз. наук. Рязань, 2001. 170 с.

33. Давыдова Н.Д., Покатилов Ю.Г. Особенности влияния выбросов ГРЭС на геосистемы западного участка КАТЭКа // География и природные ресурсы, 1981, № 4. С. 92-100.

34. Давыдова C.JI. О токсичности ионов металлов. М.: Знание, 1991.32 с.

35. Джанаев З.Г. Состояние и изменение содержания биогенных микроэлементов в основных типах почв Центрального Предкавказья // Совершенствование методологии агрохимических исследований. М.: Изд-во МГУ, 1997. С. 96-105.

36. Джанаев З.Г. Особенности и изменение содержания тяжелых металлов в основных типах почв Центрального Предкавказья // Совершенствование методологии агрохимических исследований. М.: МГУ, 1997. С. 180186.

37. Дмитриев Е.А. Математическая статистика в почвоведении. М.: МГУ. 1972. 272 с.

38. Добровольский В.В. Биосферные циклы тяжелых металлов и ре-гуляторная роль почв // Почвоведение, 1997, № 4. С. 431-441.

39. Добровольский В.В. Рассеянные металлы в природе. М.: Знание, 1979. 48 с.

40. Евтюхин В.Ф. Экологическая оценка загрязнения агроландшаф-тов Рязанской области тяжелыми металлами: Дис. . канд. сельскохоз. наук. Рязань, 1998. 119 с.

41. Елпатьевский П.В. Геохимия миграционных потоков в природных и природно-техногенных геосистемах. М.: Наука, 1993. 253 с.

42. Ероховец М.А., Лукин С.В. Географические закономерности изменения кислотности почв Белгородской области // Устойчивость почв к естественным и антропогенным воздействиям: Тез. докл. Всерос. конф., 24-25 апреля 2002 г. М., 2002. 378 с.

43. Зайдельман Ф.Р., Давыдова И.Ю. Причины ухудшения химических и физических свойств черноземов при орошении неминерализованными водами//Почвоведение, 1989, № 11. С. 101-108.

44. Закруткин В.Е., Шишкина Д.Ю. Некоторые аспекты распределения меди и цинка в почвах и растениях агроландшафтов Ростовской области // Тяжелые металлы в окружающей среде: Мат. междунар. симпоз. Пущино: ОНТИНЦБИ, 1997. С. 101-110.

45. Закруткин В.Е., Шкафенко Р.П. Некоторые аспекты распределения свинца в почвах и растениях Ростовской области // Тяжелые металлы в окружающей среде: Мат. междунар. симпоз. Пущино: ОНТИ НЦБИ, 1997. С. 110-117.

46. Защита атмосферы от промышленных загрязнений: Справочник /Под ред. С. Калверта и Г.М. Инглунда. Ч. 2. М.: Металлург, 1988. 711 с.

47. Зборищук Ю.Н., Зырин Н.Г. Среднее содержание бора, марганца, кобальта, меди, цинка, молибдена и иода в почвах Европейской части СССР // Агрохимия, 1974, № 3. С. 88-94.

48. Золотарева Б.Н. Миграция и трансформация экзогенных форм соединений тяжелых металлов в почвах (натурное моделирование) // Тяжелые металлы в окружающей среде: Мат. междунар. симпозиума. Пущино: ОНТИ НЦБИ, 1997. С. 35-42.

49. Зотов С.И. Бассейново-ландшафтная концепция природопользования // Изв. АН РФ, серия георгафическая, 1992. С. 55-65.

50. Зырин Н.Г., Чеботарева Н.А. К вопросу о формах соединений меди, цинка, свинца в почвах и доступности их для растений / Содержание и формы соединений микроэлементов в почвах (под ред. Н.Г. Зырина). М.: Изд-во МГУ, 1979. С. 350-383.

51. Ильин В.Б. Оценка буферности почв по отношению к тяжелым металлам//Агрохимия, 1995, № 10. С. 109-113.

52. Ильин В.Б. Тяжелые металлы в системе почва-растение. Новосибирск: Наука, Сиб. отд-ние, 1991. 151 с.

53. Казаков Л.К. Изменения в структуре ареалов воздействия ТЭС // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 5, география. 1977, № 4. С. 77-81.

54. Карпова Е.А., Потатуева Ю.А. Кадмий в почвах, растениях, удобрениях // Химизация сельского хозяйства, 1990, № 2. С. 44-47.

55. Карпова С.Ю., Соловьев Г.А. К вопросу о влиянии системы удобрения на подвижность микроэлементов и поступление их в культуры льняного севооборота в Тверской области // Совершенствование методологии агрохимических исследований. М.: МГУ, 1997. С. 89-91.

56. Карякин А.В., Детинов А.А., Максимов Е.А., Ивлев И.А., Булаев В.К., Титов В.В., Карпов С.М., Фокина JI.B., Буланцева P.M. Влияние на окружающую среду хозяйственных комплексов Рязанской области // Рязанский экологический вестник, 1995, № 7. С. 9-17.

57. Касимов Н.С., Геннадиев А.Н., Лычагин М.Ю. Фоновая геохимическая дифференциация ландшафтов и мониторинг природной среды // Мониторинг фонового загрязнения природных сред. Вып. 5. Л.: Гидрометеоиз-дат, 1988. С. 162-179.

58. Кауричев И.С., Ноздрунова Е.М. Учет миграции некоторых соединений в почвах с помощью лизиметрических хромаграфических колонок// Почвоведение. 1960. -№ 12.-С. 116-122.

59. Качинский Н.А. Физика почвы. М.: Высш.шк., 1965. - 4.1.-323 с.

60. Коваленко С.Г. Влияние свинца и кадмия на продуктивность кукурузы (на зеленый корм) при корневом и некорневом поступлении их в растения // Совершенствование методологии агрохимических исследований. М.: МГУ, 1997. С. 384-388.

61. Ковальский В.В. Геохимическая экология. М.: Наука, 1974. 280 с.

62. Ковда В.А., Учватов В.П. Геохимические потоки микроэлементов в агроландшафтах центра Европейской территории Союза // Докл. АН СССР, 1988, т. 302, № 1.С. 211-214.

63. Коротков А.А., Бурматов И.М., Филипченкова Г.И. Влияние внесения минеральных удобрений на накопление в почве и растениях тяжелых металлов//Агрохимия, 1994, № 10. С. 102-108.

64. Кузнецов Н.П., Никушина Т.К., Мажайский Ю.А., Пчелинцева С.А. Тяжелые металлы в почвах Рязанской области // Химия в сельском хозяйстве, 1995, № 5. С. 22-25.

65. Кулагин А.Ю., Баталов А.А., Гиниятуллин Р.Х., Салихова Р.Н. Роль древесных растений в ограничении циркуляции некоторых металлов в техногенных ландшафтах // Тяжелые металлы в окружающей среде: Мат. междунар. симпоз. Пущино: ОНТИНЦБИ, 1997. С. 43-49.

66. Куликов Я.К. Почвенно-экологические основы оптимизации сельскохозяйственных угодий Беларуси. Минск: БГУ, 2000.

67. Ладонин Д.В. Влияние техногенного загрязнения на фракционный состав меди и цинка в почвах // Почвоведение, 1995, № 10. С. 1299-1305.

68. Ладонин Д.В., Марголина С.Е. Взаимодействие гуминовых кислот с тяжелыми металлами // Почвоведение, 1997, № 7. С. 806-811.

69. Лапин И.А., Красюков В.И. Роль гумусовых веществ в процессе комплексообразования и миграции металлов в природных водах // Водные ресурсы, 1986, № 1. С. 131-143.

70. Линник П.Н., Набиванец Б.И. Формы миграции металлов в пресных поверхностных водах. Л.: Гидрометеоиздат, 1986. 268 с.

71. Мажайский Ю.А. Особенности распределения тяжелых металлов в профилях почв Рязанской области // Агрохимия, 2003, № 5. С. 74-79.

72. Мажайский Ю.А. Обоснование режимов комплексных мелиора-ций в условиях техногенного загрязнения агроландшафта. Дисс. . доктора с.-х. наук. Москва, 2002.

73. Мажайский Ю.А. Экологические факторы регулирования водного режима почв в условиях техногенного загрязнения агроландшафтов. М.: Изд-во МГУ, 2001.

74. Максимова М.П., Соколова С.А. Критерии оценки антропогенной составляющей содержания тяжелых металлов в речном стоке // Водные ресурсы, 1993, т. 20, № 2. С. 270-273.

75. Масютенко Н.П. Устойчивость органического вещества чернозема типичного к внешним воздействиям // Устойчивость почв к естественным и антропогенным воздействиям: Тез. докл. Всерос. конф., 24-25 апреля 2002 г. М., 2002. С. 223.

76. Методические рекомендации по учету поверхностного стока и смыва почв при изучении водной эрозии. JL: ГМИ, 1975. 88 с.

77. Методические указания: методика выполнения измерений массовой доли кислоторастворимых форм металлов (меди, свинца, цинка, никеля, кадмия) в пробах почвы атомно-абсорбционным анализом. РД 52.18.191-89. М.: Гос. комитет СССР по Гидрометеорологии, 1990.

78. Методические указания по определению тяжелых металлов в почвах сельхозугодий и продукции растениеводства. М.: ЦИНАО, 1982.

79. Микроэлементы в почвах Советского Союза. Вып.1. Микроэлементы в почвах Европейской части СССР / Под ред. В.А. Ковды, Н.Г. Зыри-на. М.: МГУ, 1973.281 с.

80. Милащенко Н.З., Соколов О.А., Брайсон Т., Черников В.А. Устойчивое развитие агроландшафтов. В 2-х тт. Т.1. Пущино: ОНТИ ПНЦ РАН, 2000.316 с.

81. Милащенко Н.З., Соколов О.А., Брайсон Т., Черников В.А. Устойчивое развитие агроландшафтов. В 2-х тт. Т.2. Пущино: ОНТИ ПНЦ РАН, 2000. 282 с.

82. Минеев В.Г., Алексеев А.И., Тришина Т.А. Цинк в окружающей среде // Агрохимия, 1984, № 3. С.94-104.

83. Мирошниченко Н.Н. Устойчивость почв к химическому загрязнению: механизмы формирования и параметры оценки // Устойчивость почв к естественным и антропогенным воздействиям: Тез. докл. Всерос. конф., 2425 апреля 2002 г. М., 2002. С.20.

84. Михеева И.В. Изменение пространственной вариабельности свойств почвы при антропогенном воздействии // Почвоведение, 1997, № 1. С. 102-109.

85. Муха В.Д., Сулима А.Ф., Карпинец Т.В., Левшаков Л.В. Соотношение содержания тяжелых металлов в почве и почвообразующей породе как критерий оценки загрязненности почв // Почвоведение, 1998, № 10. С. 12651270.

86. Нечаева Е.Г., Макаров С.А. Снежный покров как объект регионального мониторинга среды обитания // География и природ, ресурсы. -1996.-№2.-С. 43-48.

87. Нормативные данные по предельно допустимым уровням загрязнения вредными веществами объектов окружающей среды: Справочный материал. СПб., 1994. 232 с.

88. Обухов А.И. Устойчивость черноземов к загрязнению тяжелыми металлами // Проблемы охраны, рационального использования и рекультивации черноземов. М.: Наука 1989. С. 33-41.

89. Обухов А.И., Цаплина М.В. Миграция и трансформация соединений свинца в дерново-подзолистой почве // Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах: Тр. 5 Всесоюзн. совещ. Л.: Гидрометеоиз-дат, 1989. С. 194-200.

90. Овчаренко М.М. Тяжелые металлы в системе почва — растения — удобрения // Химия в сельском хозяйстве, 1995, № 4. С. 8-16.

91. Орлов Д.С. Микроэлементы в почвах и живых организмах // Со-росовский образовательный журнал, 1998, № 1. С. 61-68.

92. Орлов Д.С., Садовникова Л.К., Лозановская И.Н. Экология и охрана биосферы при химическом загрязнении. М.: «Высшая школа», 2002.

93. Отчет «Мониторинговые исследования в системе «почва вода -растения» сельскохозяйственных земель в бассейне реки Галина». Рязань: МФ ГНУ ВНИИГиМ, 2001. 64 с.

94. Отчет по теме «Экологический мониторинг земель в Пронском районе Рязанской области». Рязань: МФ ВНИИГиМ, 1995-1998.

95. Охрана окрудающей среды в РФ в 1992 г. М.: Респ. Информ.-изд.центр, 1993.-175 с.

96. Пампура Т.В. Сопряженный анализ изотерм адсорбции и форм сорбированных черноземом меди и цинка // Тяжелые металлы в окружающей среде: Мат. междунар. симпоз. Пущино: ОНТИ НЦБИ, 1997. С. 281-292.

97. Паулюкявичус Г., Грабаускене И. Устойчивость природных систем к анропогенным воздействиям. Вильнюс: Мокслас, 1989. - 112 с.

98. Первунина Р.И., Малахов С.Г. Подвижность металлов, выпавших на почву в составе выбросов промышленных предприятий // Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах. Тр. 5 Всесоюзн. со-вещ. Л.: Гидрометеоиздат, 1989. С. 171-179.

99. Перельман А.И. Геохимия ландшафта. М.: Высшая школа, 1975.342 с.

100. Перельман А.И., Касимов Н.С. Геохимия ландшафта. М., 1998.596 с.

101. Петрухин В.А. Фоновое загрязнение тяжелыми металлами природных сред в бассейне верхней Волги // Мониторинг фонового загрязнения природных сред. Вып.1. JL: Гидрометеоиздат, 1982. С. 147-165.

102. Пинский Д.Л., Фиала К., Моцик А., Душкина Л.Н. Исследование механизма поглощения меди, кадмия и свинца лугово-черноземной карбонатной почвой // Почвоведение, 1986, № 11. С. 58-66.

103. Плановский А.Н., Рамм В.М., Каган С.З. Процессы и аппараты химической технологии. М.: Химия, 1968.

104. Полевое обследование и картографирование уровня загрязненности почвенного покрова техногенными выбросами через атмосферу. ВАСХ-НИЛ, Почвенный институт им. В.В. Докучаева, 1980.

105. Полянский С.Я., Маркова В.Е., Рощина Г.Д. Влияние промышленного загрязнения на сельскохозяйственное производство // Мат. выступл. на обл. конф. по охране природы, 14 апреля 1999 г. С. 91-92.

106. Попова А.А. Влияние минеральных и органических удобрений на состояние тяжелых металлов в почвах // Агрохимия, 1991, № 3. С. 62-67.

107. Праздников С.С. Способы рекультивации загрязненных тяжелыми металлами почв // Совершенствование методологии агрохимических исследований. М.: МГУ, 1997. С. 173-178.

108. Практикум по почвоведению / Под ред. И.С. Кауричева. М.: Аг-ропромиздат, 1986. 279 с.

109. Протасова Н.А., Копаева М.Т. Редкие и рассеянные элементы в почвах Среднерусской возвышенности // Почвоведение, 1985, № 1. С. 29-37.

110. Прохорова Н.В., Матвеев Н.М. Тяжелые металлы в почвах и растениях лесостепного и степного Поволжья // Тяжелые металлы в окружающей среде: Мат. междунар. симпоз. Пущино: ОНТИ НЦБИ, 1997. С. 60-69.

111. Рекомендации по проведению эколого-мелиоративных мероприятий рекультивации техногенно загрязненных и деградированных культурных ландшафтов / Под ред. Ю.А. Мажайского. Рязань, 2002.

112. Руководство по моделированию и картированию критических нагрузок // Конвенция ЭКЕ ООН по трансграничному загрязнению воздуха на большие расстояния, 2004.

113. Руководство по химическому анализу поверхностных вод суши. Л: ГМИ, 1977. 351 с.

114. Рязанская ГРЭС: перспективы деятельности // Пронская газета, № 121.2000, 27 дек.

115. Санитарные нормы предельно допустимого содержания вредных веществ в воде водных объектов хозяйственно-питьевого и культурнобытового водопользования. СанПиН 42-121-4130086. М.: Минздрав СССР, 1986.

116. Сатаров Г. А. Тяжелые металлы на выщелоченных черноземах лесостепного Поволжья // Совершенствование методологии агрохимических исследований. М.: МГУ, 1997. С. 171-172.

117. Свинец в окружающей среде / Под ред. В.В. Добровольского. М.: Наука, 1987. 182 с.

118. Семенюк О.В. Устойчивость аллювиальных почв реки Оки к антропогенному влиянию // Устойчивость почв к естественным и антропогенным воздействиям: Тез. докл. Всерос. конф., 24-25 апреля 2002 г. М., 2002. С.373.

119. Семенов М.Ю., Башкин В.Н., Семенов Ю.М. Биогеохимические подходы к оценке устойчивости лесных экосистем к атмотехногенному загрязнению // Геохимия ландшафтов, палеоэкология и этногенез. Улан - Удэ, 1999.1. С.382-383.

120. Семенов М.Ю. Оценка устойчивости лесных экосистем к кислотным выпадениям (на примере Западной Сибири) // Экологический риск: анализ, оценка, прогноз. -Иркутск, 1998. С.29-31.

121. Семенов М.Ю. Критические нагрузки подкмисляюгщх соединений на наземные экосистемы Азиатской части России // География и природ.ресурсы. 2001. - № 4. - С.67-73.

122. Снакин В.В., Рухович О.В., Флоринский И.В., Присяжная А.А., Хрисанов В.Р. Свинец в почвах России // Тяжелые металлы в окружающей среде: Мат. междунар. симпоз. Пущино: ОНТИ НЦБИ, 1997. С. 250-257.

123. Солнцева Н.П. Методика ландшафтно-геохимических исследований влияния техногенных потоков на среду // Техногенные потоки вещества в ландшафтах и состояние экосистем. М.: Наука, 1981. С. 41-77.

124. Степанова М.Д. Микроэлементы в органическом веществе почв (черноземов и дерново-подзолистых). Новосибирск: Наука, Сибирск. отд-ние, 1976. 106 с.

125. Томин Ю.А., Гулюк Г.Г., Пожогин Ю.П., Докукина А.Б. Современное состояние мелиорируемых земель и мелиоративных систем // Экологические аспекты мелиорации земель юга Нечерноземья. М.: Изд-во МГУ, 2003. С. 11-15.

126. Трифонова Т.А., Карпова Д.В. Поведение тяжелых металлов в почвах Владимирского ополья различной антропогенной нагрузки // Устойчивость почв к естественным и антропогенным воздействиям: Тез. докл. Все-рос. конф., 24-25 апреля 2002 г. М., 2002. С. 435.

127. Уваров Г.И. Устойчивость почв лесостепи к антропогенному воздействию // Устойчивость почв к естественным и антропогенным воздействиям: Тез. докл. Всерос. конф., 24-25 апреля 2002 г. М., 2002. 96 с.

128. Урусевская И.С., Хохлова О.С., Соколова Т.А. Влияние почвооб-разующих пород на дифференциацию почв и почвенного покрова северной части Приволжской возвышенности // Почвоведение, 1992, № 8. С. 22-38.

129. Учватов В.П., Башкин В.Н. Гидрогеохимия тяжелых металлов в природных водах центра Европейской России // Тяжелые металлы в окружающей среде: Мат. междунар. симпоз. Пущино, ОНТИНЦБИ, 1997. С. 130145.

130. Учватов В.П., Глазовский Н.Ф. Миграция свинца в системе пылевые аэрозоли — растительность почва - речная взвесь // Почвоведение, 1983, № 7. С. 41-48.

131. Учватов В.П. Микроэлементы в серых лесных почвах Южного Подмосковья // Почвоведение, 1988, № 11. С. 54-62.

132. Учватов В.П. Фоновые и антропогенные потоки вещества в ландшафтах Русской равнины // Мониторинг фонового загрязнения природных сред. Вып. 2. Д.: Гидрометеоиздат, 1984. С. 180-191.

133. Фокин А.Д., Талдыкин С.А., Рачинский В.В. Исследования переноса цинка в подзолистых почвах методом радиоактивных индикаторов //Почвоведение, 1982, № 7. С. 54-60.

134. Хакимов Ф.И., Припутина И.В., Орлинский Д.Б., Деева Н.Ф. Распределение тяжелых металлов в почвах Серпуховского района Московской области // Тяжелые металлы в окружающей среде: Мат. междунар. симпоз. Пущино: ОНТИНЦБИ, 1997. С. 164-176.

135. Химия тяжелых металлов, мышьяка и молибдена в почвах / Под ред. Н.Г. Зырина, JI.K. Садовниковой. М.: МГУ, 1985. 206 с.

136. Xya JIo. Буферность почв по отношению к тяжелым металлам и фтору в некоторых районах КНР // Изв. ТСХА, 1991. Вып.1. С. 202-206.

137. Нб.Черников В.А., Милащенко Н.З., Соколов О.А. Экологическая безопасность и устойчивое развитие. Книга 3. Устойчивость почв к антропогенному воздействию. Пущино: ОНТИ ПНЦ РАН, 2001. 203 с.

138. Черников В.А., Яшин И.М. Эколого-геохимические функции водорастворимых органических веществ в процессе взаимодействия и трансформации тяжелых металлов // Химия в сельском хозяйстве, 1995, № 4. С. 20-23.

139. Черных Н.А., Милащенко Н.З., Ладонин В.Ф. Экотоксикологиче-ские аспекты загрязнения почв тяжелыми металлами. М.: Агроконсалт, 1999. 175 с.

140. Черных Н.А., Черных И.Н. О качестве растениеводческой продукции при разных уровнях загрязнения почв тяжелыми металлами // Агрохимия 1995, № 5. С. 97-101.

141. Чудаева В.А. О соотношении химических элементов в различных фазах речного стока // Геохимия зоны гипергенеза и техническая деятельность человека. Владивосток, 1976. С. 65-72.

142. Чуков С.Н. Гумусовые вещества как фактор устойчивости наземных экосистем // Устойчивость почв к естественным и антропогенным воздействиям: Тез. докл. Всеросс. конф., 24-25 апреля 2002 г. М., 2002. С. 91.

143. Шильников И.А., Лебедева Л.А., Лебедев С.Н., Графская Г.А., Сопильняк Н.Т., Ефремова Л.В., Горешникова Е.В., Семенова Н.П., Бодров А.В., Панасюк Р.Г. Факторы, влияющие на поступления тяжелых металлов в растения // Агрохимия, 1994, № 10. С. 94-101.

144. Экологическая программа электроэнергетики России. М.: РАО ЕЭС России, 1996.

145. Экологические аспекты сжигания на ОАО «Рязанская ГРЭС» углей Канско-Ачинского угольного бассейна. Новомичуринск, 1997. 9 с.

146. Экологический аудит Рязанской ГРЭС. Москва-Рязань, 1966. 100с.

147. Экологический мониторинг Рязанской ГРЭС и природной среды в зоне ее воздействия. Этап 1: анализ и обобщение результатов комплексных натурных исследований в районе расположения РГРЭС. Отчет по договору № 23/31-СЭ97.025. М., 1998. 159 с.

148. Ягодин Б.А., Виноградова С.Б., Говорина В.В. Кадмий в системе почва — растения животные организмы и человек // Агрохимия, 1989, № 5. С. 118-129.

149. Яшин И.М., Шишов Л.Д., Раскатов В.А. Почвенно-экологические исследования в ландшафтах. М.: МСХА, 2000. 557 с.

150. Adriano D.C. Trace elements in the terrestrial environment. Springer-VerlagN.Y., Berlin, Heidelberg, Tokyo, 1986.

151. Andersson A. Some aspects on the siqnificance of heavy metals in sewaqe sluqe and related products // Swedish Journal of Aqrucultural Research, 1977, V. 7,№ l.P. 1-5.

152. Brian E. Davies, Applied Soil Trace Elements. Ehichester, New York, Brisbane, Toronto. 466 p.

153. Bowen H.J.M. Trace elements in biochemistry. New York. L: Academic press. 1966. 241 p.164.1imura R., Ito H., Chino M. Behaviour of contaminant heavy metals in soil plant system // Proc. Inst. Sem. SEFMIA, Tokyo, 1977. P. 357-364.

154. King L.D. Retention of metals by several soils of the Southeastern United States I I J. Environ. Qual., Vol. 17, no.2, 1988, P. 239-246.

155. King L.D. Retention of cadmium by several soils of the Southeastern United States // J.Environ. Qual., Vol. 17, no. 2, 1988, P. 246-250.

156. Martin H.W., Kaplan D.I. Temporal changes in cadmium, thallium, and vanadium mobility in soil and phytoavaliability under field conditions // Water, Air and Soil Pollution 103: 399-410, 1998.

157. Snitzer M., Skinner S. Organo-metallic interactions in soils. 1. Reactions between a number of metal ions and the organic matter of a podsol Bh horizon. «Soil sci.», 1963, v.96, №2, p. 86-94.

158. Sweet C.W., Weiss A., Vermette S.J. Atmospheric deposition of trace metals at three sites near the Great Lakes // Water, Air and Soil Pollution 103: 423-439, 1998.

159. Tietjen C. The admissible rate of waste (residue) application to land with regard to high efficiency in crop production and soil pollution abatement // Land as a waste management alternative. Publishers inc., 1976. 78 p.

Информация о работе

Кондрашова, Юлия Александровна
кандидата биологических наук
Рязань, 2010
ВАК 03.02.08

Диссертация

Экологическая оценка устойчивости агроэкосистем к техногенному загрязнению на примере Рязанской области - тема диссертации по биологии, скачайте бесплатно

Автореферат

Похожие работы