Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

МОНИТОРИНГ КСЕНОБИОТИКОВ В АГРОЭКОСИСТЕМАХ: ТЕОРЕТИЧЕСКИЕ И МЕТОДОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ

ВАК РФ 03.00.16, Экология

Автореферат диссертации по теме "МОНИТОРИНГ КСЕНОБИОТИКОВ В АГРОЭКОСИСТЕМАХ: ТЕОРЕТИЧЕСКИЕ И МЕТОДОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ"

На правах рукописи

ЛУНЁВ Михаил Иванович

МОНИТОРИНГ КСЕНОБИОТИКОВ В АГРОЭКОСИСТЕМАХ: ТЕОРЕТИЧЕСКИЕ И МЕТОДОЛОГИЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ

Специальность 03.00.16- Экология

АВТОРЕФЕРАТ диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук

Москва 2004

Работа выполнена в Центральном научно-исследовательском институте агрохимического обслуживания сельского хозяйства (с июня 2003 года - Всероссийский научно-исследовательский институт агрохимии им. Д.Н.Пряниш-никова).

Научный консультант: академик РАСХН, доктор биологических наук, профессор В.ФЛадонин.

Официальные оппоненты:

доктор биологических наук, профессор А.Д.Фокин;

академик РАСХН, доктор сельскохозяйственных наук,

профессор, В.А.Захареико;

доктор биологических наук, профессор Н.А.Черных.

Ведущая организация: Московский Государственный университет

им. М.В.Ломоносова, Почвенный факультет.

Защита состоится 21 апреля 2004 г. в 15 часов на заседании диссертационного совета Д 220.043.03 при Московской сельскохозяйственной академии имени К.А.Тимирязева.

Адрес: 127550 Москва И-550, Тимирязевская ул., 49.

Ученый совет МСХА.

С диссертацией можно ознакомиться в ЦНБ МСХА.

Автореферат разослан « // » марта 2004 г.

Ученый секретарь

В.А.Калинин

г • ртеу^мсяа-*

, имени К.А. Тимирлама | ЦН5-имени Н И, ЖсЛеЗй&м ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСГИКА^ЧБОТВДЧНЫЙ литературы

1 № _/] £ ¿Я

Актуальность исследований. Интенсивное развитие (фоШТЙПгишпгтР—■ сельскохозяйственного производства, активное использование в различных отраслях народного хозяйства химических средств ведет к появлению а окружающей среде большого числа разнообразных химических соединений, загрязняющих биосферу и отрицательно влияющих как на состояние природной среды, так и на здоровье человека.

Среди химических, загрязнителей окружающей среды немалая доля принадлежит ксенобиотикам - веществам неприродного происхождения (хепоз -чужой, Ыосоз - жизнь; греч.). Общее число ксенобиотиков неизвестно; по различным оценкам, человек в своей жизни использует около 60 тыс. химических веществ, большинство из которых созданы целенаправленно и являются чужеродными для природной среды.

Основной системной формой контроля ксенобиотиков и других контамн-нангов окружающей среды является мониторинг. Согласно Федерального закона «Об охране окружающей среды» (2002 г.), «мониторинг окружающей среды (экологический мониторинг) - комплексная система наблюдений за состоянием окружающей среды, оценки и прогноза изменений состояния окружающей среды под воздействием природных 11 антропогенных факторов». По масштабам реализации экологический мониторинг подразделяют на глобальный, региональный, локальный и импактный (точечный). Отдельным видом является фоновый мониторинг, позволяющий оценить эталонное состояние окружающей среды и ее изменения в условиях минимального антропогенного воздействия.

Одной из глобальных экологических проблем, возникающих в результате сельскохозяйственной деятельности человека, яшгается негатнвное воздействие на окружающую среду и здоровье человека пестицидов — химических веществ, [Предназначенных для борьбы с вредными Организмами и возбудителями болезней как непосредственно в сельскохозяйственном производстве, так и в ряде других отраслей народного хозяйства (лесное хозяйство, санитарно-эпидемиологический надзор и др.). Большинство из них являются синтезированным и для конкретных целей органическими соединениями, выступающими в качестве типичных ксенобиотиков при поступлении в те или иные экосистемы.

Особенностью пестицидов, применяемых в земледелии, является необходимость их внесения непосредственно в агрофитоценозы для достижения хозяйственной цели. Если рассматривать применение пестицида как источник загрязнения окружающей среды, то такой источник будет характеризоваться не-' кими площадными (территориальными) параметрами, предполагающими его отнесение скорее к локальным, чем к импактным источникам загрязнения природной среды. Следует отметить и вторую особенность пестицидов, связанную с обязательным наличием » их свойствах выраженной токсичности по отношению к отдельным биологическим мишеням нли к определенной совокупности таких мишеней при рабочих концентрациях препаратов.

Вследствие указанных особенностей представляется теоретически и практически ахтуальной задача по разработке методологических и методиче-

схих аспектов мониторинга ксенобиотиков в агроэкосистемах на примере пестицидов как распространенного, но в то же время четко очерченного класса ксенобиотиков.

Одной из практических целей при проведении таких исследований является снижение негативных последствий применения пестицидов как для окружающей среды в целом, так и непосредственно для сельскохозяйственного производства. Наглядным примером достижения положительных «ведомственных» целей может служить изучение фитотокснческого последействия пести-* цидов на сельскохозяйственные культуры и практическая реализация результатов этих исследований, имеющих очевидную экономическую значимость.

Проблема остаточных количеств пестицидов в окружающей среде много. планова, что обусловлено различием физико-химических и токсиколого-гигиеническнх характеристик пестицидов, особенностью их поведения, зависящего не только от свойств самих препаратов, но и от природных факторов, возможностью комплексного внесения пестицидов различного функционального назначения (борьба с вредителями, болезнями растений и сорняками на одних и тех же угодьях), а также совместно с другими средствами химизации, технической оснащенностью мероприятий по защите растений и др. Все эги особенности не В полной мере учитывались при создании и реализации ведомственных систем мониторинга остаточных количеств пестицидов, поэтому целью наших исследований явилось рассмотрение некоторых теоретических и методологических аспектов мониторинга ксенобиотиков в агроэкосистемах и использование их в практике эколого-тохсикологического мониторинга сельхозугодий.

Цель н задачи исследований. Цель диссертационной работы состояла в разработке системного научно обоснованного подхода к организации и проведению мониторинга остаточных количеств пестицидов в почве и растениях как основных объектах агроэкосистем, Основные задачи проводимых при этом исследований включали:

- количественную опенку скорости детокшкации пестицидов в почве и растениях и влияния на этот процесс отдельных природных и антропогенных факторов;

- разработку моделей, описывающих динамику содержания пестицидов в изучаемых объектах;

- изучение роли метаболитов и изомеров пестицидов в интегральной токсичности ксенобиотиков;

- оценку фитотоксического последействия персистентных гербицидов на сельскохозяйственные культуры;

- разработку прогностических моделей для оценки персистентности и уровней накопления пестицидов в почве;

- разработку методики контроля и изучения поведения пестицидов в почве и растениях.

Научная новизна. В целях методологического и методического обеспечения контроля за эколого-токсикологическими последствиями применения средств химизации в земледелии выполнены исследования, которые позволяют

обосновать и рекомендовать систему мероприятий по изучению поведения и контролю содержания ксенобиотиков в почве сельхозугодий и растениях в рамках реализации ведомственного и общегосударственного мониторинга состояния окружающей природной среды.

Впервые предложен комплекс количественных методов опенки поведения, уровней содержания и взаимодействия остаточных количеств пестицидов как наиболее типичных представителей сельскохозяйственных ксенобиотиков в почве и растениях. При этом разработан и использован разностный метод оценки влияния различных факторов на динамику содержания пестицидов в исследуемых объектах. Для растений с применением этого метода предложено количественно оценивать биоразбавление как фактор, снижающий содержание ксенобиотиков в объекте.

Для оценки потенциальной экологической опасности при совместном присутствии в объектах различных изомеров и метаболитов действующих веществ пестицидов предложены показатели «интегральная токсичность» и «индекс персистентности ксенобиотика» (ИПК), Показана возможность использования ИПК для классификации пестицидов, а также зональный характер ИПК для отдельных препаратов.

Изучен метаболизм сим-триазнновых гербицидов, показана роль метаболитов в проявлении фитотоксического последействия гербицидов на чувствительные сельскохозяйственные культуры. Впервые фитотоксичность гербицидов предложено использовать в качестве фактора дифференцированного нормирования их остаточных количеств в почве сельхозугодий. Этот подход реализован в официально утвержденных нормативах допустимого со держания сим-триазиновых гербицидов в почве. Разработан также расчетный метод для оценки допустимого содержания сим-триазинов и их метаболитов в контролируемых объектах.

Рассмотрены возможные потерн урожая от фнтотоксичности гербицидов по различным культурам в различных регионах. Впервые предложена методика для экономической оценки подобных потерь.

Для лерсистентных пестицидов разработаны методы прогнозирования содержания их остаточных количеств в почве сельхозугодий с учетом действия различных варьируемых факторов. Обобщены данные об уровнях содержания и характере поведения пестицидов в почве и растительных объектах для различных регионов страны.

Научные разработки реализованы в комплексе нормативно-методических документов, которые были внедрены о работу таксиколошческих подразделений агрохимической службы страны.

Основные положения, выносимые на защиту:

1. Методология системного подхода к изучению поведения и контролю содержания сельскохозяйственных ксенобиотиков (пестицидов) в агрофитоцено-зах.

2. Количественная зависимость скорости детоксикации и уровней содержания остаточных количеств пестицидов и почве и растениях от комплекса природно-климатических и технологических факторов.

3. Эколого-токсикологическая оценка процессов метаболизма и изомеров пестицидов в процессе естественной трансформации и накопления экотокси-кантов в окружающей среде.

4. Агрожологическая и экономическая концепция оценки фнтотокситесхого последействия гербицидов на чувствительные сельскохозяйственные культуры.

5. Методологическое и экспериментальное обоснование дифференцированных нормативов допустимого содержания сим-триазиновых гербицидов в почве сельхозугодий.

Практическая значимость работы. В диссертации на основании исследований автора и данных агрохимической службы Советского Союза и Российской Федерации предложены методологические и методические подходы к организации и проведению ведомственного мониторинга остаточных количеств пестицидов как типичных ксенобиотиков в агроэкосистемах, разработаны критерии оценки отдельных и совокупных факторов в процессе самоочищения отдельных природных компонентов и сред и представлены варианты прогнозирования уровней накопления пестицидов в почве сельхозугодий.

Результаты проведенных исследований были использованы для разработки нормативов допустимого содержания сим-три аз и новых гербицидов в почве но фитотокснческому показателю, при разработке ГОСТа, методических указаний и рекомендаций для подразделений агрохимической службы, получении двух авторских свидетельств; сводные данные по содержанию остаточных количеств пестицидов в почве и растениях и характеру их поведения в различных почвенио-климатических условиях публиковались в 1982-1991 гг. в ежегодном «Обзоре фонового состояния окружающей природной среды в СССР» (М., Гид-рометеоиздат), «Ежегоднике загрязнения почв Советского Союза» (Обнинск, НПО «Тайфун»), Национальных докладах по состоянию окружающей среды. Методические материалы использовались В лекциях и семинарах системы повышения квалификации для специалистов-токсикологов ведомственных служб Минсельхозпрода и специалистов-экологов.

Апробация основных положений работы » публикация результатов исследований. Результаты исследований докладывались на III, IV и V Всесоюзных совещаниях по мшрации загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах (Обнинск, ИЭМ, 1981, 1983, 1987); заседании экспертной группы по пр01рамме СССР/ЮНЕП «Воздействие сельскохозяйственного производства на окружающую среду» (Москва, 1983); секции но гигиеническому нормированию содержания пестицидов в почве Комитета по изучению и регламентированию применения пестицидов при Минздраве СССР (Киев, ВНИИГИНТОКС, 1985); Международном симпозиуме МАГАТЭ/ФАО (ФРГ, Мюнхен, 1987); I, И, III и IV Всесоюзных конференциях по аналитической химии сельскохозяйственных объектов (Москва, ТСХА, 1988, 1989, 1990, 1991); региональных и субрегиональных совещаниях ЦМЛЛОНЕП по устаревшим пестицидам (Ростов-на-Дону, 2001; Архангельск, 2002; Краснодар, 2003; Москва, 2003; Киев, 2003; Бишкек, 2004); Всероссийской конференции по проблеме стойких органических загрязнителей (Москва, 2002), на 2-м съезде токсикологов России (Москва, 2003) и других всесоюзных, всероссийских и региональных конференциях,

совещаниях и семинарах (Рига, 1982; Пушино, 1983; Москва, МГУ, 1983; Воронеж, 1986; Софрино, 1987; Комарове, 1987; Орел, ГТУ, 1999; Казань, АН РТ, 2001). Методические вопросы обсуждались на семинарах и курсах повышения квалификации для специалистов агрохимической службы и других смежных служб, заседаниях методических комиссий и Ученого совета ЦИНАО.

По теме диссертации опубликовано 89 работ, в том числе одна монография, 70 статей и тезисов в научных изданиях, 16 научно-методических материалов и рекомендаций. Получено два авторских свидетельства и разработан один ГОСТ.

Объем и структура работы. Диссертация изложена на 285 стр. компьютерного текста и включает 70 таблиц, 17 рисунков, 3 приложения. Работа состоит из введения, б глав, заключения, выводов и научно-практических рекомендаций. Список использованной литературы содержит 396 наименований, в том числе 170 на иностранных языках.

Диссертационная работа выполнена в соответствии с тематическим планом НИР ЦИНАО по Общесоюзной научно-технической программе 0.51.02, задание 04.03.Н1, по научно-технической проблеме 0.85.05, а также по «Программе фундаментальных и приоритетных прикладных исследований по научному обеспечению развития агропромышленного комплекса Российской Федерации на 2001-2005 гг.».

В основу работы положены материалы теоретических, методических и экспериментальных исследований, проведенных лично автором в ЦИНАО и на базе центров и станций агрохимической службы, результаты ведомственного контроля остаточных количеств пестицидов в агроэкосистемах, полученные в агрохимической службе, а также опубликованные данные других исследователей за периоде 1976 по 2003 год.

Отдельные экспериментальные исследования проводились совместно со специалистами лаборатории сельскохозяйственной токсикологии ЦИНАО н агрохимической службы Л.Г.Кретовой, В.В.Василенко, Л.Ю.Чили кин ой, Л.Л.Поповичевой, Л Л .Каримбасвой, И.И.Мирошниченко, И.ДЛ !о виковой, АЛ.Спзовым, Ю.М.Матвеевым, В.Г.Цукерманом, Б.Л.Розенкроне, которым автор выражает искреннюю признательность.

Автор благодарен академику РАСХН В.Ф.Ладонину за постоянную поддержку и внимание к работе.

Критические замечания и конструктивные советы профессоров МСХА им. К.А.Тимирязева В.Л.Черникова, В.А.Калинина и А.И.Карпухина оказали существенную помощь при подготовке диссертационной работы, и автор вы-* ражает им искреннюю благодарность.

Объекты и методы исследования. В диссертационной работе эколого-токсикологаческие проблемы, возникающие при применении пестицидов в земледелии, а также теоретические и методологические аспекты мониторинга их остаточных количеств в почве, растениях и других природных объектах рассматриваются на примере ряда традиционных препаратов, наиболее характерных с точки зрения экологических, токсикологических и гигиенических

свойств, а также наиболее типичных пестицидов, разработанных и внедряемых ' в сельскохозяйственную практику в последние годы.

Собственные экспериментальные исследования проведены на базе ЦИ-НАО, Алма-Атинского и Ленинградского филиалов ЦИНАО и ряда центров и станций химизации агрохимической службы. Обследования мест хранения и захоронения пестицидов проводились в Архангельской и Ростовской областях. Условия проведения опытов описаны в соответствующих главах и разделах диссертации. Использованы также данные литературных источников и агрохи-•мичесхой службы Советского Союза и Российской Федерации, патученные в соответствии с ведомственной «Программой работ нроектно-изыскательсхих станций химизации сельского хозяйства и агрохимических лабораторий объединения «Союзсельхозхимия»» и «Программой работ токсикологических групп агрохимической службы». Данные получены в различных почвеино-клнматических условиях и регионах, включая бывшие союзные республики СССР.

Объектами экспериментальных исследований были почвы и сельскохозяйственные растения. В полевых и лабораторных опытах изучали поведение хлорорганических инсектицидов (п.п'-ДДТ и его метаболиты; альфа-, бета- и гамма ГХЦГ) и сим-триазиновых гербицидов (атразин, симазин и их деалкили-рованные метаболиты). Определение остаточных количеств пестицидов в почве и растениях проводили методом газожидкостной хроматографии (хроматографы «Цвет-500М» и «Carlo Erba HRGC 5300») с использованием общепринятых официальных методик. Величины допустимых отклонений единичных определений не превышали нормативных значений, приведенных во «Временных методических указаниях по контролю качества аналитических работ при определении остаточных количеств пестицидов в почве и растениях», М.: ЦИНАО, 1985. В отдельных опытах применяли метол биотестирования с использованием овса в качестве тест-культуры.

РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

1. Количественная оненка дннамнкн н уровней содержания ксенобиотиков в объектах агрофитоценозов

Анализ многочисленных экспериментальных данных показывает, что кривые динамики содержания ксенобиотиков в почве и растениях (графики зависимости концентрации ксенобиотика от времен« C=/(t)) могут существенно различаться. Их сопоставление но координатам образующих точек Cj.tj вызывает определенные трудности. Адекватное сравнение таких кривых возможно только с привлечением соответствующих качественных и количественных расчетных критериев.

. Для описания зависимостей C=/(t) используются различные эмпирические математические модели. Наибольшее распространение получила экспоненциальная модель, в соответствии с которой уменьшение содержания хсено-

биогика в объекте описывается кинетическим уравнением химической реакции первого порядка: С^ = Со'е"ы, где С„ и С, • соответственно начальное и текущее (в момент времени 1) значения концентрации ксенобиотика в объекте; к - константа скорости процесса. ■

В экспоненциальной модели относительная скорость процесса теоретически не зависит от С0 и должна определяться только величиной к. Однако из литературных и собственных экспериментальных данных следует, что длительность сохранения ксенобиотиков в почве зависит от многих факторов, в том числе от дозы препарата, а следовательно к от С0. Для большого числа проанализированных данных зависимость С0 и скорости процесса, выраженной величиной к, от дозы пестицидного препарата Р может быть описана линейным уравнением П = А + В*Р, где П = С» или к. Параметры значений коэффициентов А и В, рассчитанных по данным агрохимслужбы для инсектицида ГХЦГ, приведены в табл. 1. Полученные результаты показывают, что экспоненциальное уравнение необходимо рассматривать как уравнение реакции псевяо-первого порядка, в котором к=/(С„).

Таблица 1

Значения параметров линейных уравнений, характеризующих влияние дозы ГХЦГ на начальное содержание остатков пестицидов и константу скорости его детоксиканни в почве (по экспоненте)

Природно-сельскохозяйственный район Интервал ДОЗ, кг/га Д.В. Изучаемый параметр Значение коэффициентов Коэф-т детерминации

А В

Субфотшчсская предгорио- полупустынная зона, Среднеазиатская провинция 1,2-4,8 Со к -0,189±0,008 0,224*0,012 0,308±0,123 0,003±0,002 1,00 0,74

Предгорная пус-тынно-стспнаа зона, Южнокаэах-етанская провии-. ция 1,2-4,8 С, к -0,242±0,017 0,015±0,002 0,286*0,114 0,003*0,001 0,90 0,86 I

Южнотаежно-лесная зона. Прибалтийская провинция 1,2-3,6 Со к 0,002±0,0007 0,019±0,003 0,021 ±0,009 0,83 0,005±0,003 J 0,71

Примечание: при П = С» размерность А [мг/кг], В [мг га/кг2]; при П = к - А [1/сут.1, В [га/кгсут.],

Применение для аппроксимации динамики содержания ксенобиотиков в почве и растениях лишь одной экспоненциальной модели бывает недостаточным. Для получения более полной адекватности описания динамических процессов возникает необходимость наряду с экспо кенциалыюй использовать и другие математические модели, с помощью которых можно получить наглядную качественную и количественную характеристику процесса.

В качестве таковых нами предложено пять эмпирических моделей, в основу которых помимо экспоненциальной (I) положены логарифмическая ' [C=C0-ki-]nt] (П), степенная lOCot"*! (Ill), обратно-пропорциональная [l/C=l/Co+ М) (IY) и линейная [С=С„ - k,t] (Y) зависимости. Параметры предлагаемых моделей имеют определенный физический смысл: С0 - начальная (при t = 0) концентрация ксенобиотика в объекте; к| - постоянная, определяющая скорость процесса. Они могут быть легко найдены, исходя из рассчитанных па основании экспериментальных данных Cj.tj значений коэффициентов уравнения регрессии У = А + ВХ, получаемого в результате приведения основных зависимостей к линейному виду. Критерием выбора оптимальной модели служит значение коэффициента детерминации (D) для соответствующей линеаризованной зависимости. В качестве единого для всех моделей показателя интенсивности процесса выбран период Т«, в течение которого происходит снижение исходного содержания ксенобиотика на 95%.

Показатели Т93 и Со в совокупности характеризуют процесс детоксикации ксенобиотика в объекте. В качестве еще одного показателя, одновременно включающего Сс и Т93, можно рассматривать величину V = 0,95C(/TVj, которую можно определить как среднюю абсолютную скорость процесса детоксикации ксенобиотика. Она равна тангенсу угла наклона прямой, соединяющей на графике динамики точки с абсциссами t = 0 и t = Т95.

Эмпирические модели положены в основу разностного метода количественной оценки влияния отдельных и совокупных факторов на интенсивность превращений и миграции ксенобиотиков в почве, растениях и других объектах окружающей среды. Разностный метод применим в том случае, когда есть возможность устранить экспериментальным (или расчетным) путем действие фактора или группы факторов на процесс разложения или миграции ксенобиотика в изучаемом объекте. Тогда суммарный процесс и процесс, в котором устранено действие изучаемого фактора, будут описываться в координатах «концентрация - время» кривыми, исходящими из одной точки при t = 0 (рис. 1),

Доля фактора L (в процентах) в суммарном процессе в этом случае будет определяться по формуле L = 100b/(a+b)= IOO(C2-C1)/(C0-Cl), где концентрации Ct и Сг отвечают некоторому значению времени t.

Если кривые 1 и 2 на рис. I описываются одной и той же моделью, доля фактора L в упрощенном виде может быть выражена через параметры отвечающих этой модели кривых в виде уравнения L = 100(1 - kj/ki), где константы к( и кг отвечают модели, с помощью которой описываются кривые I и 2 на рис. 1.

В почве разностный метод позволяет оценить влияние на интенсивность превращений и миграции пестицидов таких факторов, как микробиологический, перемещение пестицида по профилю почвы, и других.

Рис. 1. Динамические кривые к определению разностным методом доли фактора в уменьшении концентрации ксенобиотика в объекте: 1 - суммарного процесса, 2 - процесса, в котором устранено действие изучаемого фактора; а=Со—Сг, Ь=Сг-С),

В качестве примера рассмотрена динамика содержания остатков инсектицидов базудина и дурсбана в почве, подвергшейся и не подвергавшейся авто-клавироваяию.

Сопоставление коэффициентов детерминации показывает, что при описании динамики содержания базудина в почве оптимальной является экспоненциальная модель I, дурсбана - логарифмическая модель II (табл. 2). Из сопостав-

Таблица 2

Количественные параметры динамики содержания базудина и дурсбана в почве в автоклавиро ванном (1) и обычном (2) режимах

Препарат Режим Модель О,% к1 С0, мгЛсг Т«, сут.

1 I 99,53 0,007±0,002 38,2 186

Базудин II 93,78 15,77±3,24 41,6 321

2 I 99,39 0,009*0,003 40,8 149 ,

II 92,18 16,77±4,13 . 41,9 238

1 I 89,09 0,003±0,001 35, Ь 448

Дурсбан П 99,32 Ю,бЗ±2,0б 40,3 4030

2 I 95,82 0,007±0,003 33,9 188

II 98,00 16,24±3,37 40,6 238

8 расчете использованы экспериментальные данные К.В.Новожилова и соавт.(1979)

ления значений Т« в автоклавнрован ном и обычном режимах следует, что устранение влияния микроорганизмов на инсектициды, достигаемое в процессе ав-токлавирования, приводит к замедлению их детоксикации в почве. При этом степень замедления для препаратов различна. Для базудина отношение в ав-токлавированном и обычном режимах равно 1,25, тогда как для дурсбана -16,9. Сопоставление этих отношений Т» доя двух инсектицидов указывает на существенные различия в механизме их детоксикации в почве. Доля микробиологического фактора в разложении базудина и дурсбана в почве составляет ^соответственно 19,5 и 34,5 %.

Предложенные модели и разностный метод применимы для количественного описания поведения в почве и растениях остатков не только пестицидов, но и ряда других средств химизации сельского хозяйства, в частности регуляторов роста растений и некоторых ингибиторов нитрификации, что позволяет установить общие закономерности в поведении различных классов ксенобиотиков и обосновать в ряде случаев поиск общих путей предотвращения загрязнения ими окружающей среды.

2. Анализ процессов детоксикации пестицидов в почве

Среди различных факторов, влияющих на характер поведения и длительность сохранения в почве остатков пестицидов, особое место принадлежит начальному количеству препарата, поступающему в почву. Это связано с тем, что доза препарата является одним из немногих регулируемых факторов, с помог щью которых можно оказывать воздействие на скорость процессов деградации остатков пестицидов в почве и предотвращать нежелательные экологические последствия их интенсивного применения.

Для определения количественной взаимосвязи между источником загрязнения почвы (применением пестицида) и его последствиями (накоплением остатков пестицида в почве) важно установить зависимость начальной концентрации препарата Со в различных слоях почвы от дозы препарата Р. Расчеты показали, в частности, что Со сим-триазиновых гербицидов в почве в большинстве случаев пропорциональна Р. Коэффициент пропорциональности зависит от почвенно-климатических условий. Так, для симазина в темно-каштановой почве Казахстана он равен 0,29, в дерново-подзолистой почве Беларуси - 0,11, в дерново-карбонатной почве Латвии - 0,54 мг-га/кг2.

При использовании математических моделей для практических целей наряду с Т95 значимым может быть показатель, характеризующий период, в течение которого происходит снижение концентрации пестицида в почве до безопасного уровня. В качестве последнего можно использовать предельно допустимую концентрацию (ПДК) или ориентировочную допустимую концентрацию (ОДК) пестицида в почве. Соответствующий показатель Тпдк или Тодк может быть использован только в том случае, если Со > ПДК (ОДК). Для его расчета в модель вместо текущего значения С, подставляют ПДК или ОДК. В случае экс-

поненциальной модели, в частности! формула для расчета Тцдк выглядит сле-

С

дуюшим образом: тпдк ~ 0,334 Т^ ; < (I)

В качестве примера в табл. 3 приведены рассчитанные по формуле 1 на основании собственных опытных данных значения Т95 и Тпдк для симазина в дерново-карбонатной почве. Для расчета Тпдк использованы значения ПДК для этого гербицида по гигиеническому (0,2 мг/кг) и фитотоксическому (0,01 мг/кг) критерию. Из этих данных следует, что Тпдк является важным количественным параметром, который в совокупности с величиной Т« более полно характеризует процесс детоксикации пестицида в почве.

Таблица 3

Значения Т<и и Тцдк для симазина в дерново-карбонатной почве (слой 0-10 см)

Доза гербицида, кг/га д.в. Т«, сут. Тпдк. сут.

ПДК-0,2 мг/кг ПДК=0,01 мг/кг

2,4 . 305 282 405

5,6 206 232 272

12,0 147 177 191

Расчет величины Т» для различных интервалов времени позволяет сопоставить интенсивность суммарного процесса и отдельных его периодов. Это достигается путем отбрасывания одной или нескольких экспериментальных точек в начале или коше динамической кривой и расчета Т»; для полной и «укороченной» кривых. С помощью такого дифференцированного анализа динамических кривых было показано, что различия в значениях Т« для различных доз симазина (табл. 3) обусло&тены в основном начальным периодом протекания этого процесса. Отбрасывание первой точки динамики и расчет T9Î уже не для полного изучаемого интервала времени (0-139 сут.), а для сокращенного (12-139 сут.), показал, что значения Т?; для разных доз в этом случае имеют гораздо меньший разброс (288,253 и 252 сут. соответственно), то есть в отличие от начального периода (0-12 сут.) после t = 12 сут. при разных дозах гербицида наблюдаются примерно одинаковые скорости разложения его остатков в почве.

В подобных случаях нередко возникает необходимость количественно оценить скорость процесса на некотором отрезке времени t„ - t„M по двум экспериментальным точкам с координатами Cn,tn, Cn+j,tnT|. Для этих целей может' быть использована любая из рассмотренных выше эмпирических зависимостей. Расчет Т95 по двум точкам с использованием экспоненциальной модели, например, проводится по формуле Ти = 3(tj -tl)/(ln Cj/Cj). (2)

Подобные формулы позволяют дать относительную оценку действия того или иного фактора путем расчета значений Tgj для одних и тех же интервалов t„ - tn+i. В табл. 4 приведены значения Т95 для симазина в почве, рассчитанные по формуле 2 для интервалов времени 0-12, 12-139 и 0-139 сут. на основании собственных опытных данных.

Таблица 4

Дифференцированный анализ динамики разложения симазнна в почве (0-10 см) с использованием метода упрошенного расчета

Доза Интервал времени, сут.

симази- на, кг/га 0-12 12-139 0-139

Т«> I ДТ/Т, T«, ДТ/Т, T«, ДТ/Т,

д.в. сут, % сут. % сут. %

2,4 57 303 221

5,6 51 -28,1 274 -12,2 200 -16,7

12,0 41 1 266 181 1

Примечание: ДТ/Т = Ю0%(((Т»}з.л-(ТgS) 12)/(Тэг)2.*]-

Сопоставление показателя ДТ/Т, характеризующего степень влияния фактора (в данном случае дозы) на величину T«, показывает, что ото влияние сказывается в большей степени в начальный период, чем в последующий, что подтверждает сделанный выше вывод

Отмеченная закономерность является проявлением различий в механизме детоксикации остатков пестицида в почве при различных дозах применения препарата. Пестициды находятся в почве в различном состоянии (адсорбированные с различной энергией адсорбции, находящиеся в почвенном растворе и т.д.), каждое из которых в разной степени подвержено действию разлагающих факторов. Соотношение количеств пестицида, находящихся в том или ином состоянии и, следовательно, разлагающихся с разной скоростью, зависит от дозы препарата, и это приводит к различиям в скорости суммарных процессов при разных дозах.

На указанное соотношение помимо дозы влияет большое число факторов, в том числе и время. С течением времени, как правило, увеличивается доля пестицида, находящегося в «нерсистентном» состоянии, и так называемого связанного пестицида. Одновременно снижается доля вещества, находящегося в почве в легкоразлагаемой форме.

Это подтверждается, в частности, увеличением во многих случаях значения Tjj персистентных пестицидов в почве в последующие после применения этих препаратов годы. Так, в сероземе южного Казахстана значение T« для гамма-изомера ГХЦГ в год применения было равно 102 сут., а в последующие два года оно составило 630 и 1050 сут. соответственно. Для симазнна в условиях чернозема северного Казахстана наблюдалась аналогичная закономерность: T« в год применения гербицида был равен 360 сут., через три года значение этого показателя увеличилось до 660 сут.

Аналогичный вывод можно сделать при сопоставлении интенсивности разложения остатков пестицида от обработки предыдущих лет (ОПЯ) и остатков того же пестицида, примененного в текущем году (OTT). В табл. 5 приведены показатели скорости снижения содержания изомеров ГХЦГ в различных

слоях почвы. T»s для ОТГ рассчитывали по значениям концентрации, которые получали путем вычитания из концентраций изомеров ГХЦГ, полученных в вариантах 2-4, значений фоновых концентраций, полученных в варианте I.

Таблица 5

Количественные параметры снижения содержания

изомеров альфа- и гамма-ГХЦГ в черноземе выщелоченном

g I T« по суммарным остаткам ГХЦГ, сут. СОПЛ + ОТГ) Т9} по остаткам применения препарата, суг. ("ОТГ)

Вариант 0-30 см 0-50 см 0-100 см 0-30 см 0-50 см 0-100 см

а * а 7 а 7 а Г а Г а Г а Г

1 Фон (011Л) 1325 1085 1755 1085 3810 3275

2 1,8 кг/еа дл, по фону 225 2(5 295 270 480 420 140 145 165 170 215 180

3 3,6 кг/га д. в. по фону 220 220 270 265 390 365 ISO 160 165 1£0 190 ISO

4 72 кг/г» Л.Е. ПО фону 140 155 170 185 215 235 110 130 125 145 130 ISO

Сопоставление T« для ОПЛ и ОТГ показывает, что скорость разложения последних гораздо выше, чем «старых» остатков. Из данных табл. 5 видно также, что относительные скорости детоксикации изомеров ГХЦГ в случае ОТГ и ОПЛ разл!счны. В ОПЛ преобладает скорость детоксикации гамма-изомера, а в ОТГ - альфа-изомера ГХЦГ. В варианте (ОПЛ + ОТГ) происходит накладка скоростей детоксикации ОПЛ и ОТГ.

Обобщение приведенных н аналогичных им данных позволяет предположить, что показатель T« для многих систем «пестицид-почва» изменяется со временем в соответствии с зависимостью, показанной на рис. 2.

Общая длительность сохранения пестицида в почве будет определяться значениями ординат тех участков зависимости, которые соответствуют весен-не-осенним периодам. Характер изменения «весенне-осенних» T«, показывающий рост персистентности из года в год, присущ для многих переистентных пестицидов и условий их нахождения. Анализ поведения ординат весенне-осенних периодов в каждом конкретном случае позволяет более глубоко понять закономерности тех процессов, в которых участвуют пестициды, и повысить тем самым надежность прогнозирования длительности сохранения пестицидов в почве.

Сопоставление относительной персистентности изомеров ГХЦГ и сим-триазиновых гербицидов в почвах различного типа было проведено в условиях лабораторного эксперимента при разных температурах. На основании полученных данных о динамике содержания пестицидов с использованием экспоненци-

Тв

га

Г" л /п

) и О

* Осснь Веем ОХсмь Б«и&

щ

г Осень Веек» |> с ч.

ал

|Т„ь

<т«),

Рис.2. Условно-фактическое (а) и схематическое (б) многолетнее изменение Т95 персиетентных пестицидов в почве.

альной модели были рассчитаны значения Т-м, а также по уравнению Аррениуса - значения энергии активации процесса Е, (табл. 6). Представленные в таблице средние значения Т« показывают, что длительность сохранения остатков повышается с увеличением содержания гумуса в почве. Эта зависимость хорошо аппроксимируется линейным уравнением, тангенсы угла наклона для изомеров ГХЦГ и симазнна составляют 63,8; 459; 22,9 и 23,2 (сут7%) соответственно. Персистентность изучаемых веществ убывает в последовательности: бета-, гамма-, альфа-ГТХЦГ, симазин.

Значения энергии активации варьируют в широких пределах, при этом Е4 для второго температурного интервала (25-35°) существенно ниже, чем для первого. Это указывает на различия в характере процесса деградации изучаемых вешеств в указанных интервалах температур: при 25-35° микробиологический процесс играет более заметную роль по сравнению с температурным интервалом 15-25°. Эти выводы подтверждают данные, полученные в другой серии экспериментов с более широким интервалом температур (5-45°), В этих опытах наименьшие значения Ел приобретает для альфа-, гамма-ГХЦГ и сима-зина в интервале 25-35°, для бета-ГХЦГ - в интервале 35-45°.

В нативной почве персистентность изучаемых вешеств коррелирует со значениями Еа: наименее перси сгентному сим аз и ну отвечает наименьшее значение Ещ бета-ГХЦГ - наибольшее. Абсолютные значения полученные в различных опытах, указывают на преобладание физико-химических процессов в деградации всех изученных веществ, при этом для изомеров ГХЦГ, особенно для бета-ГХЦГ, отмечено достаточно сильное адсорбционное взаимодействие с почвой.

Таблица 6

Параметры деградации изомеров ГХЦГ и си мазика в почвах различного типа (1 — серозем обыкновенный, 1,4% гумуса; 2 • темно-каштановая, 3,3% гумуса; 3 — чернозем обыкновенный, 6,6% гумуса)

Параметр Интервал т-р,°С Почва а-ГХЦГ р-гхцг Y-ГХЦГ Симазнн

Средние значения Т« 1 435 2020 670 385

для нативной почвы, 15-35 2 550 4360 690 425

сут. 3 790 4650 785 505

1 82,4 125,7 126,3 53,4

Энергия активации Е, 15-25 72,2 143,4 79,4 51,6

для нативной почвы 3 80,1 121,4 39,9 47,5

в различных интервалах температур, кдж/моль

25-35 1 2 8,3 24,7 51.0 31.1 3,2 29,1 11,2 6,7

3 24,8 54,0 33,9 j 9,2

Используя за основу формулу 1, в качестве критерия для оценки опасности ксенобиотиков в почве нами предложено использовать индекс перснстент-ности ксенобиотиков (ИПК):

HnK=T,i/30-1n(PM/rmK), где T« - персистентность ксенобиотика (средняя или для конкретных условий), сут.; 1/30 - коэффициент перевода размерности персистентности в мес.; ПДК (или ОДК) - норматив допустимого содержания ксенобиотика в почве, мг/кг; Рм - максимально рекомендуемая доза применения препарата, кг/га д.в.

Величину 1п(Рм/ПДК) можно определить как нормативно-токсикологический коэффициент (НТК), для которого предложено четыре класса значимости: в класс I включены препараты, Рм которых создает в пахотном слое почвы Со примерно в пределах ПДК, в класс II - от 1- до ] 0-кратного, в класс III - от 10- до 50-кратнош и в класс IV - свыше 50-кратного превышения ПДК (табл. 7).

Значение ИПК используется как для абсолютной, так и для относительной оценки степени загрязнения почв ксенобиотиками. По абсолютной оценке при ИПК менее 5 уровень загрязнения почвы безопасный, от 5 до 20 - умеренно опасный, от 20 до 60 - опасный, от 60 и более - очень опасный. Относительная оценка может быть дана путем сопоставления значений ИПК для различных регионов, препаратов или условий их применения.

Таблица 7

Классификация значений нормативно-токсикологического коэффициента (НТК) для ксенобиотиков и их распределение по классам значимости

Класс значимости Интервал значений Количество пестицидов, имеющих норматив в почве и относящихся к данному классу

А=РМ/ПДК НТК=1пА

I менее 3 менее 1,10 18

II от 3 до 30 от 1,10 до 3,40 54

III от 30 до 150 от 3,40 до 5,00 14

IV более 150 более 5,00 2

3. Дето кем кация пестицидов в растительных объектах

Расчет количественных параметров детоксикации остаточных количеств пестицидов в различных растительных объектах на значительном массиве данных показал, что в большинстве случаев оптимальной является экспоненциальная модель. В качестве альтернативной наиболее часто для растений реализуется логарифмическая модель.

Доза препарата, как и в случае почв, оказывает существенное влияние на скорость процесса детоксикации его остатков в растительных объектах, однако характер такого влияния зависит от конкретного сочетания «пестицид-объект». На бахчевых культурах, например, двукратное повышение дозы фосфороргани-ческих инсектицидов приводило к замедлению процесса разложения остатков в среднем в 1,2 раза. В растениях ячменя, наоборот, увеличение дозы гербицида 2,4-Д либо не влияет на скорость процесса, либо приводит к некоторому ее увеличению.

В современном сельскохозяйственном производстве пестициды, как правило, применяют совместно или на фоне других химических средств: минеральных удобрений, регуляторов роста и т. п. Это позволяет повысить суммарный положительный эффект от их применения. Однако необходимо учитывать, 'что указанные средства могут влиять на длительность сохранения остатков пестицидов в растениях, укорачивая или удлиняя сроки их детоксикации.

На основании данных по изучению динамики содержания в растениях озимой пшеницы остатков 2,4-Д, применявшейся в виде амннной соли отдельно, совместно с хлорхолинхлоридом и на различных фонах азотной подкормки в виде аммиачной селитры, нами было показано, что при использовании 2,4-Д на фоне хлорхолинхлорида и аммиачной селитры наблюдается тенденция к

снижению начального содержания и интенсивности разложения остатков гербицида в растениях озимой пшеницы, Можно предположить, что применение химических средств {регуляторов роста, удобрений) приводит к изменению биохимического состава растений, при котором уменьшается доля компонентов, способных химически взаимодействовать с остатками 2,4-Д и образовывать с ними коньюгаты; это замед ляет процесс детоксикации гербицида.

Подобные результаты необходимо учитывать при определении периода ожидания для 2,4-Д в целях предотвращения загрязнения получаемой продукции остатками этого гербицида.

В отличие от большинства объектов окружающей среды при изучении скорости и характера детоксикации ксенобиотиков в растениях непременно должно учитываться увеличение фитомассы растения в процессе его роста как фактор биологического разбавления содержащихся в растении токсикантов,

С использованием обозначений на рис, 1 и понятия коэффициента биологического разбавления (у = тп/то, где ш, - средняя масса одного или нескольких растений в момент времени ^ т0-тоже при г = 0) нами предложено уравнение, позволяющее рассчитать долю биологического разбавления в уменьшении концентрации ксенобиотика в растении (в %):

ир = 100Ь/(а + Ь) = 100С,-(у - 1У(Со- С,). (3)

Имея данные по динамике содержания остатков пестицидов в растениях (С® и С;) и динамике фитомассы растений (то и пи), можно, пользуясь соотношением 3, рассчитать долю биологического разбавления в разложении пестицида в растении в любой момент времени и которым отвечают значения С( и т,.

В палевых опытах с яровой пшеницей сортов Саратовская 42 и Харьковская изучали влияние лоз гербицида 2,4-Д (1,0; 1,2; 1,4; 1,6; 2,0 кг/га д.в.) без удобрений и на фойе ^РбоКм на скорость нарастания надземной массы растений в период между фазами кущения и восковой спелости (п = 4; Д1 ~ 15-81 сут.).

Обработка посевов пшеницы гербицидом 2,4-Д в дозах до 1,6 кг/га способствовала интенсификации нарастания биомассы растений. Дальнейшее повышение дозы гербицида до 2,0 кг/га депрессивно влияло на этот процесс. Зависимость константы роста массы к от дозы гербицида Р в интервале 0-1,6 кг/га может быть выражена следующими линейными уравнениями: Саратовская 42: к = (3,29+0,09-Р)-10"г; к^к=(3,06+0,17*Р)' \ О'2; Харьковская 46: к = (2,75+0,09-Р)-10**; к^РК = (2,44+0,17* Р)-10'5.

Из уравнений следует, что опрыскивание пшеницы 2,4-Д в дозах до 1,6 кг/га на фоне удобрений влияло на интенсивность нарастания биомассы в-большей мере, чем без них. Вместе с тем независимо от условий питания при использовании гербицида в этом интервале доз не было выявлено различий в процессе накопления биомассы растениями двух изучаемых сортов.

Обработка результатов определения динамики содержания остаточных количеств 2,4-Д в опытах с яровой пшениней показала, что во всех вариантах оптимальной была экспоненциальная модель. С увеличением уровня минерального питания интенсифицировались процессы детоксикации молекул гербицида в растениях. Например, значение Т95 в вариантах без удобрений для пшени-

цы Саратовская 42 составляло 25 сут. и 30 сут. соответственно дозам гербицида 1,0 и 1,6 кг/га д.в., а на фоне удобрений - 22 и 26 сут. При повышении доз 2,4-Д наблюдалась тенденция к замедлению его детоксикашщ. В условиях опыта не было обнаружено существенных сортовых различий в скорости этого процесса.

Абсолютное количество остаточных количеств гербицида в отдельных частях или органах растения со временем уменьшается за счет биологического разбавления и метаболизма. Для выяснения роли превалирующего фактора, в 'частности, оценки доли биологического разбавления в исследуемых фазах развития растений, была использована формула 3. Результаты расчетов (табл. 8) показали, что снижение концентрации гербицида в тканях растений яровой

Таблица 8

Значение доли биологического разбавления (%) в процессе детоксикации 2,4-Д в растениях пшеницы от всходов до фазы трубковаиия в среднем за два года

Сорт Время, сут. 2,4-Д, 1,0 кг/га 2,4-Д 1,6 кг/га NPK+2,4-& 1,0 кг/га МРК+2,4-Д, . 1,6 кг/га

Саратовская 42 1-31 28,5 34,7 23,4 | 29,4

Харьковская 46 1-31 ¡ 23,5 26,5 ¡ 21,2 j 23,4

пшеницы примерно на четверть связано с его биологическим разбавлением, В основном уменьшение количества 2,4-Д по мере роста растений обусловлено метаболизмом молекул гербицида, интенсификация которого на фоне связана с усиленным обменом веществ на более высоком уровне минерального питания.

4. Методология контроля н изучения поведения пестицидов в почве и растениях

Наиболее эффективное проведение работ по кошролю за содержанием пестицидов и изучению особенностей поведения и детоксикашш их остатков в различных природных объектах, в первую очередь в почве и растениях, возможно В рамках экологического мониторинга, который в условиях существующей в стране административно-хозяйственной системы может быть успешно реализован прежде всего на уровне ведомственной службы. Преимущество такой организации работ состоит в том, что в ведомственной службе, охватывающей, как правило, »сю территорию страны, могут быть применены единые методологические и методические "подходы. Это позволяет получать сопоставимые и воспроизводимые результаты, на основе которых можно решать проблемы безопасного для окружающей среды применения пестицидов я разрабатывать прогнозы возможного накопления их остатков в почве, растениях и других природных объектах.

Мониторинг остаточных количеств пестицидов в рамках агрохимической службы Минсельхсза является составной частью более широкого мониторинга,

в ходе которого дается оценка жолого-токсикологическим последствиям применения средств химизации в земледелии (рис. 3).

Контроль за содержанием остатков пестицидов в почве и растениях осуществляется в целях:

1) оценки возможности применения общих рекомендаций по химической защите растений в конкретных почвешо-климатических условиях и их зональной корректировке по мере необходимости;

2) проверки соблюдения технологии и регламентов при применении химических средств защиты растений, включая правила перевозки, хранения, приготовления и внесения препаратов, захоронения устаревших пестицидов и тары из-под пестицидов, а также правил обеззараживания машин и орудий, занятых на работах по перевозке, приготовлению и внесению пестицидов;

3) установление фактических масштабов и уровней загрязнения почв остатками пестицидов, включая участки с возможным повышенным их содержанием (прилегающие к складам пестицидов, взлетно-посадочным полосам сельскохозяйственной авиации и т.д.), и определения пригодности загрязненных почв для последующего возделывания сельскохозяйственных культур;

4) определение потенциальной опасности вторичного загрязнения остатками пестицидов смежных с загрязненными почвами сред и природных объектов;

5) определения фактических уровней накопления остатков пестицидов в растениях и возможности реализации продукции растениеводства по назначению;

6) определение возможных потерь урожая сельскохозяйственных культур вследствие фитогокс и ческого последействия остатков гербицидов в севооборотах.

Контроль за содержанием остатков пестицидов в почве и растениях осуществляется в зависимости от ситуации, целей и задач путем выборочного или сплошного обследования почв сельскохозяйственных угодий и произрастающих на них культур на содержание остатков пестицидов. Контроль включает следующие стадии;

1) количественный и качественный анализ данных о применении пестицидов в обслуживаемой зоне в текущем году и в предыдущие годы (в течение как минимум пяти лет); анализ информации о фактическом и предполагаемом фитотоксическом действии остатков пестицидов (обработок предыдущих лет и текущего года) на возделываемые культуры;

2) определение объектов, характера и масштабов предстоящего обследо-, вания;

3) выбор представительных полей (участков) при проведении выборочного обследования или определение контуров полей при проведении сплошного обследования;

4) отбор проб почв и растений с обследуемых полей (участков) и при необходимости их консервация;

Рис. 3. Схема мероприятий ведомственного контроля агрохимических токсикантов в агроэкосистемах.

5) определение концентрации пестицида-в почвенных и растительных пробах физико-химическими или иными методами;

6) обработка и обобщение результатов определения остатков пестицидов в почвенных и растительных образцах;

7) анализ полученных данных; общая оценка уровней накопления остатков пестицидов в почве и растениях по хозяйствам, районам и в целом по обслуживаемой зоне; разработка (совместно со смежными службами) рекомендаций по уменьшению содержания остатков пестицидов в почве и растениях и заключение о возможном использовании почв и растительной продукции, содержащих остатки пестицидов выше допустимых норм.

При выборе объектов контроля учитывают токсиколого-гигиеническне характеристики пестицидов, объемы и масштабы их применения в зоне обслуживания, а также почвенно-юшматические условия зоны, специфику севооборотов, уровни применения минеральных и органических удобрений, возможное фитотоксическое действие остатков пестицидов на сельскохозяйственные культуры и другие факторы.

Основные критерии выбора пестицида для контроля; токсичность ло отношению к теплокровным животным и фитотоксичкость; персистснтоость (стойкость) в объектах окружающей среды (почва, растения и т.д.); объемы и масштабы применения в предыдущие годы и в текущем году.

Сплошной контроль проводится в исключительных случаях: при обнаружении фитотоксического действия остатков гербицидов па сельскохозяйственные культуры в севооборотах или при установлении высокого содержания остатков пестицидов в почвах, которое представляет потенциальную опасность для растений, животных и человека. В остальных случаях осуществляется выборочный контроль.

Характер выборочного контроля определяется постоянством места и длительностью проведения. Контроль, проводимый ежегодно на новых полях и участках, является текущим. Обследование почв к растений на одних и тех же участках в течение двух и более лет представляет собой стационарный контроль; он может быть производственным и мониторинговым.

Стационарный производственный контроль осуществляется в том случае, когда на определенных нолях длительное время применяются или применялись стойкие и (или) высокотоксичные пестициды и существует опасность загрязнения их остатками растительных и других объектов окружающей среды, а также на технологически загрязненных пестицидами участках. Стационарный контроль-мониторинг проводится для оценки загрязнения почв и продукции расте- , ниеводства пестицидами в результате их высокой персистентности и (или) их региональной и глобальной миграции. Путем такого контроля можно следить за содержанием в почве и переходом в растения остатков пестицидов, применявшихся в данном регионе много лет назад (например, ДДГ) или переносимых в место контроля из других регионов миграционными потоками. В последние годы в агрохимической службе такой контроль проводится на реперных участках.

Полученные данные о содержании остатков пестицидов в почвах отдельных полей оценивают путем их сравнения со значеннями предельно допусти-

мых (ПДК) или ориентировочных допустимых концентраций (ОДК) пестицидов в почве. Содержание остатков пестицидов в растительной продукции оценивают путем сравнения полученных результатов со значениями максимально допустимых уровней (МДУ) в пищевых продуктах и кормах для сельскохозяйственных животных.

В особую категорию выделяют поля, в почве которых в период уборки урожая или осенью обнаружено 0,8ПДК(ОДК) пестицида и более. На полях, подвергшихся текущему контролю и попавших в эту категорию, контроль производится И весной следующего года (до начала полевых работ). Если в весенний срок отбора содержание пестицида в почве равно или превышает 0,5 ПДК(ОДК) и на указанном поле предполагается в текущем году применение контролируемого пестицида, контроль на таком поле продолжают по полной программе. Если к концу второго года в почве этого поля обнаружится высокое содержание остатков пестицида, на нем может быть заложен стационарный участок.

5. Взаимодействие фитотокс и кантов к средств химизации при совместном применении

Действие любого химического средства можег быть выражено количественно, при этом направленность действия на отдельные показатели бывает различной. Применение удобрений в общем случае приводит к количественному росту многих показателей, в том числе и результирующего показателя -урожая сельскохозяйственной культуры. Результатом применения инсектицида является снижение численности вредителя или вредителей и в то же время увеличение урожая. Таким образом, в качестве результата действия химического вещества может реализоваться эффект «на повышение» »lui «на понижение». Нами рассмотрен наиболее распространенный вариант однонаправленного действия составных компонентов и их смеси. Примеры проявления такого варианта весьма разнообразны. Удобрения, например, создают эффект «на повышение» таких показателей, как содержание белка, клейковины и, в конечном итоге, урожай возделываемой культуры. Эффект «на понижение» создают пестициды, регуляторы роста растений, при этом в большинстве случаев параллельно фиксируется обратный по направленности эффект - повышение урожая сельскохозяйственной культуры. Фитотоксиканты (остатки гербицидов в почве в севооборотах; гербициды, несанкционированно попавшие на чувствительные культуры; другие химические вещества, токсичные для сельскохозяйственных растений) пошжают и фитомассу растения, и ее урожай.

При комплексном использовании различных химических средств эффект их совместного действия может быть различны.«. Наряду с суммационным (аддитивным) результатом при взаимодействии отдельных веществ (средств) может проявляться также их антагонизм (ослабление) или синергизм (усиление совместного действия). Оценивая характер взаимодействия компонентов, составляющих ту или иную смесь, можно обосновать или смоделировать оптимальный состав комплексного средства и определить границы его эффективно-

го применения. С другой стороны, учитывая взаимодействие, например, остаточных количеств пестицидов в почве и других природных средах с их токсичными метаболитами, можно оценить интегральное негативное воздействие этой группы ксенобиотиков на окружающую среду.

Нами предложена методика расчета ожидаемого эффекта Е<> и коэффициента взаимадействия Я в двух- и трехкомпонентных системах химических средств, а также фитотоксикантов, в которых имеют место однонаправленные эффекты «на понижение» или «на повышение». В формулах для расчета этих показателей, приведенных в табл. 9, использованы следующие обозначения: а, Ь и с — значения показателей, характеризующих эффекты «на понижение» или «на повышение» в вариантах с индивидуальными компонентами А, В и С в соответствующих дозах; к - то же в контрольном варианте; ^ и ^ - фактические значения показателей в вариантах со смесыо веществ (А+В) и (А-*-В+С) в соответствующих дозах.

Таблица 9

Формулы для расчета ожидаемого эффекта Ео н

коэффициента взаимодействия К в смесях агрохимикатов и ксенобиотиков

Показатель 2- компонентная смесь З-компонеитная смесь

Ожидаемый эффект ■ «на понижение» 100 „ . , (й Ь + ас + Ьс), = —Кй + ^ + с)-1—-к—ч

Коэффициент взаимодействия «на понижение» к — = к2

к(а + Ь + с)~ (аЬ -г-ас + Ьс)

Ожидаемый эффект «на повышение» 100г(£гЬ + ас + Ьс) , , ь „ = к Г к -(« + ("+<•)]

Коэффициент взаимодействия «на повышение» к —к зък-кг

Аг* - аь-е (аЬ + ас + Ьс) ~к(а + Ь + с)

С учетом ошибок при измерении исходных показателей условно можно допустить, что при Я < 0,9 во взаимодействии веществ имеет место антагонизм (фактический эффект меньше ожидаемого эффекта Ео), при 1,1 - синергизм (фактический эффект больше Ео), а смесь с 0,9 < И < 1,1 можно оценить как аддитивную.

Эффект «на понижение» наиболее часто реализуется при изучении взаимодействия гербицидов и регуляторов роста растений. Одновременно могут наблюдаться эффекты, в которых значение других показателей повышается. Разнонаправленность действия ретардантов хлорхолинхлорида, гидрела и ди-

шдрела на различные показатели и количественная оценка характера их парного взаимодействия показана в табл. 10. ' *

Таблица 10

Влияние смесей хлорхолинхлорида (ССС) (0,05% д.в.) с гидрелом (Г) (0,01 % д.в.) и дигидрелом (ДГ) (0,01% д.в.) на показатели роста и урожай огурца

Показатель Направленность Значения Я

влияния смеси ретардантов ссс + г ссс + дг

Длина стебля через Юсут. на понижение 1,29 1,50

то же через 15 сут. и» 1,34

то же через 30 сут. 1,67 1,33

Число пестичных цветков на повышение 0,85 0,86

Число тычиночных цвет- на понижение 1,04 0,88

ков -

Ранний урожай на повышение 0,82 1,09

Урожай за оборот 0,85 0,94

В расчете использованы экспериментальные данные Н.П.Будыкиной и соавт. (1999)

Гербициды, как указывалось выше, могут оказывать фитотоксичеекое действие наряду с сорняками и на защищаемую культуру. По данным ХА.АсИе}' е.а. (1997), гербициды римсульфурон и мстрибузин как при раздельном, так и при совместном применении повреждали растения томатов в два опытных года из трех, хотя при этом имело место и существенное повышение урожая культуры. Результаты расчета коэффициентов взаимодействия двух гербицидов как фитотоксикантов для томатов и средств подавления для сорняков, проведенного по формуле для расчета К2и (табл. 9), а также как средств повышения урожая (расчет значения К:,), приведены в табл. 11,

Таблица 11

Взаимодействие гербицидов римсульфурона и метрибузина на посевах томатов

ПО различным показателям в разные годы

Показатель Значение II

1991 1992 1993 среднее

Подавление сорняков - 0,88 1,13 0,87 0,96

Повреждение томатов 0,81 0,81 0,81

Урожай томатов 0,42 - 0,20 0,21 0,28

Разноплановые примеры оценки взаимодействия агрохимикатов при их комплексном использовании показывают, что количественный критерий — коэффициент взаимодействия Я— может существенно повысить информативность результатов опытов и наблюдений, в которых изучается оптимальный состав и условия совместного применения нескольких средств химизации, а также комплексное воздействие ксенобиотиков на биологические объекты.

б. Эколого-токсикологнческая оценка метаболитов н изомеров ксенобиотиков

В процессе метаболизма и разложения ксенобиотиков нередко образуются промежуточные продукты, которые вместе с основными соединениями могут представлять опасность для окружающей среды. В ряде случаев метаболиты оказываются более токсичными, чем сами ксенобиотики. Определенные эколото-токсикологмческие проблемы создают также то меры ряда действующих веществ пестицидов, которые присутствуют в препаративных формах в виде примесей.

Возможность отрицательного влияния ксенобиотика Л и его устойчивого метаболита В на природные объекты может быть выражена величиной \У, включающей сумму концентраций А и В, умноженных на некоторые коэффициенты р(:

*-ЭгСА+рг-Св, (4)

где Сд и Св - концентрации А и В в объекте соответственно.

Коэффициенты р | должны отражать те свойства соединений А и В, в силу которых они представляют опасность для окружающей среды, например, токсичность для теплокровных животных и человека, почвенных микроорганизмов, фитотоксичность и т.д. Количественным выражением токсичности для те-пло1фовных является величина, обратная среднесмертельной дозе ЛДя,, поэтому в уравнении 4 в качестве коэффициентов могут быть использованы величины Р[ = (ЯД™),"1 ■ Произведение W = РА можно определить как токсичность массы объекта (ТМО) по ¡-ому компоненту. является безразмерной величиной; она показывает, на какую массу подопытных животных (в кг) окажет среднесмертельный эффект (50% гибели животных) токсический компонент, содержащийся в 1 кг изучаемого объекта.

С помощью величин XV и может быть рассчитана доля метаболитов Ьме в интегральной ТМО. Для случая, описываемого уравнением 4, она будет равна (в процентах) Ьмб= 10О-р2 Св/(Р1Сд+р2Се).

В качестве примера рассмотрена динамика остатков инсектицида антио и продукта его превращения рогора (также обладающего инсектицидными свойствами) в объектах плодового сада: яблоках, листьях яблони, почвой под кроной деревьев и почвой междурядий, ЛД» для этих веществ равны соответственно 350 и 265 мг/кг, то есть имеет место случай, когда метаболит токсичнее основного соединения.

Коэффициенты Р1 и рг в уравнении 4 для антио и рогора равны 2,86'10'1 и 3,77-10° кг/мг (3 - 1/ЛДм). Средние значения 1,Мб Для указанных выше объектов составили соответственно 84, 90, 91 н 92%, т.е. их токсичность определялась в основном метаболитом, а не исходным препаратом.

Как следует из приведенных данных, наличие метаболитов необходимо учитывать при оценке поведения тех или иных ксенобиотиков в окружающей среде, и, в частности, при нормировании их допустимого содержания в объектах окружающей среды. Для учета продуктов превращения н метаболитов в действующих нормативах предлагается коэффициент запаса ц, который может быть рассчитан по формуле <$ = 1000/(100 - 1.МБ), где 0 -эмпирический коэффициент, учитывающий персистентность исходного соединения. Значения 9 для пестицидов с различной персистентностью в почве (по классификации Л. И.Медведя) приведены в табл. 12.

Таблица 12

Значения 6 при расчете коэффициента запаса Ч

т„, сут. к,, сут'.'1 в

0-30 >0,1 0,5

30-180 0,1-0,017 1

180-730 0,017-0,004 г

>730 <0,004 3

С использованием интегральной ТМО может быть дана количественная оценка не только процессов трансформации ксенобиотиков, но и совместного присутствия в объекте различных ксенобиотиков. В табл. 13 приведены Т50 динамики содержания альфа- и гамм а-изомеров ГХЦГ в почве и интегральной токсичности почвы по этим изомерам. Указанные параметры рассчитаны по результатам опыта, в котором изучалось последействие экстремальных доз инсектицида. Из представленных в табл. 13 данных следует, что доля альфа-изомера, являющегося «балластом» в техническом ГХЦГ, равна в среднем в интегральной токсичности почвы 24,3%, растений люцерны-33,7%.

При наличии в растительной продукции ксенобиотиков безопасные уровни их содержания будут определяться соотношением: Ск £ МДУ, где Ск- концентрация ксенобиотика в растительной массе; МДУ - официально утвержденный норматив (максимально допустимый уровень) для данного ксенобиотика.

Если в той же продукции наряду с ксенобиотиком находятся устойчивые и токсичные метаболиты, соблюдения этого условия уже недостаточно для того, чтобы характеризовать згу продукцию как отвечающую санитарно-гигиеническим требованиям. Такие требования будут соблюдены, если наряду с ксенобиотиком учесть и его метаболиты. Это можно сделать, суммировав содержание ксенобиотика в объекте с концентрациями его метаболитов М1( Мг,...Мп

(где п - число метаболитов), «эквивалентными» концентрации исходного вещества:

Ск + К,М, + ... +К„МП 5 МДУ, (5).

где К[,...КП - коэффициенты, которые делают концентрации метаболитов «эквивалентными» концентрации ксенобиотика.

Таблица 13

Динамика содержания изомеров ГХЦГ и интегральной токсичности почвы

и растений люцерны через 2 года после применения препарата

Т«, суг.

Объект Доза, кг/га д. в. изомеры ГХЦГ интегральная тмо

альфа- гамма- е-

12 340 535 475 24,1

Чернозем 24 195 230 220 25,7 24,3

обыкновенный (0-25 см) 36 75 230 230 23,8

48 185 220 210 23,8 1

12 75 75 75 30,2 .....Н

Растения 24 65 65 65 30,8 33,7

люцерны 36 70 70 70 31,8

48 85 70 75 42,2

Для определения коэффициентов «эквивалентности» мы предложили использовать показатель токсичности, равный 1 /ЛДщ- В этом случае коэффициент, приводящий концентрацию каждого метаболита к «эквивалентной», равен отношению ЛДю ксенобиотика к ЛД;о данного метаболита. Его можно определить как коэффициент относительной токсичности метаболита Км, который показывает, во сколько раз метаболит токсичнее исходного соединения,

В случае, когда в ходе трансформации ксенобиотика образуется один токсичный метаболит, выражение 5 упрощается: Ск + КмМ <, МДУ, где М -концентрация метаболита. Для такой ситуации максимально допустимые уровни ксенобиотика и его метаболита могут быть рассчитаны соответственно по формулам:

МЛ У -О

МДУК = МДУ - Км ■ М; МДУ м » к .

Эти же величины можно рассчитать, зная весовое соотношение ксенобиотика (а) и его метаболита (Ь), совместно присутствующих в растительном объекте:

МДУк= * -МДУ; МДУм=-1__.мду,

а + ь-км а+ ь-км

где а и Ь - процентное содержание ксенобиотика и его метаболита в смеси (а+Ь = 100%). С помощью приведенных уравнений можно давать дифференцированную оценку допустимого содержания ксенобиотика в присутствии метаболита и самого метаболита в долях официального норматива допустимого содержания ксенобиотика в растительной продукции (т.е. в долях МДУ).

7. Фитотоксическое последействие персистентных гербицидов на сельскохозяйственные культуры

Проведено изучение процесса накопления де ал копированных метаболитов сим-триазинов в почве сельхозугодий, а также фнтотоксического действия на зерновые культуры атразина и его метаболитов дезтилатразина (ДЭА) и дс-зтилсимазина (ДЭС) каждого отдельно и при их совместном присутствии в количествах, сопоставимых с их реальным содержанием в почве. Фитотоксическое действие изучали на лерново-подзолистой почве с разным содержанием органического вещества в течение ряда лет в вегетационных и микрополевых опытах. Растения овса убирали через 30 сут., высушивали до воздушно-сухого состояния и взвешивали. Фитотоксический эффект (ФЭ, %) рассчитывали по формуле ФЭ = 100(М,-МВ)/МК, где М, к М, - масса растений в контроле и в вариантах. Коэффициент взаимодействия К гербицида и его метаболитов рассчитывали по формулам, приведенным в табл. 9.

Результаты, полученные в вегетационном опыте, показывают прямую корреляцию между величиной фнтотоксического эффекта атразина по отношению к овсу и содержанием в почве органического вещества. Низкая концентрация гербицида (0,02 мг/кг) вызывала на песке подавление роста растений на 41%, тогда как на дерново-подзолистой почве с 3,1% гумуса то же содержание атразина несколько стимулировало рост растений. К стимулированию роста овса приводило и наличие в почве с 3% гумуса 0,05 мг/кг атразина, а в почве с 1,1% гумуса такая концентрация уже существенно подавляла рост овса. Увеличение концентрации атразина до 0,2 и 0,5 мг/кг на почвах с 1,1 и 3% гумуса соответственно вызывало гибель растений через 20-30 сут.

Фитотоксичность ДЭА для овса меньше, чем исходного препарата, а его низкие концентрации (до 0,05 мг/кг) в почве стимулировали рост биомассы овса. При содержании 0,1-0,5 мг/кг ДЭА угнетал рост растений, а при содержании 1 мг/кг растения погибали. Фитотоксичность ДЭА, как и атразина, зависела "от содержания органического вещества в почве. При концентрации ДЭА 0,2 мг/кг в песке рост овса подавлялся на 71%, в почве с 1,1% гумуса - на 44%, а в почве с 3% гумуса — только на П %,

Совместное присутствие в почве атразина и ДЭА приводило к значительному усилению фитотоксического действия. Если при концентрации 0,05 мг/кг атразина в почве с 1,1% гумуса биомасса овса снижалась на 13,9%, при такой же концентрации ДЭА увеличивалась на 2,8%, то в случае их совместного присутствия в почве в тех же концентрациях величина ФЭ составляла 29,7%. Лтра-зин И ДЭА в концентрации 0,1 мг/кг в почве с 3% гумуса подавляли рост овса на 0,8 и 2,7% соответственно, а в случае, когда они оба вносились в почву в таких же концентрациях, биомасса уменьшалась на 23,9%. Таким образом, при взаимодействии токсикантов имеет место синергизм, что наглядно подтверждается и значениями коэффициента Я, равными 1,6-6,9 единиц.

В микрополевом опыте наблюдали снижение фитотоксического действия в ряду «атразин - ДЭЛ - ДЭС» (40,5; 31,9 и 19,0% соответственно при концентрации токсиканта 0,1 мг/кг). При совместном присутствии атразина и его метаболитов, как и в вегетационных опытах, фитотоксическое действие значительно усиливалось, при этом также наблюдался эффект синергизма (Я =1,2-2,1),

На основании результатов опытов вычислены показатели ЕД;а и ЕД; -концентрации токсикантов, уменьшающие биомассу растений по сравнению с контролем на 50 и 5 %. Отмечена пропорциональная зависимость их значений от содержания в почве органического вещества (табл. 14), при этом значения, полученные в вегетационном и микрополевом опыте, коррелируют.

Таблица 14

Зависимость показателей фитотоксичности ЕД<и и ЕД$ атразина и

деэтилатразина (ДЭА) для овса от содержания в почве органического вещества

Опыт Содержание ЕД;, мг/кг ЕД;о. мг/кг

гумуса в почве, % атразин ДЭА атразин ДЭА

0 0,005 0,02 0,05 0,14

Вегетационный 1.1 0,02 0,04 0,14 0,24

3,0 0,07 0,17 0,34 0,44

Микрополевой 1,2 0,005 0,05 0,15 0,19

Для оценки характера и уровней накопления сим-триазипов и их деалки-лированных метаболитов в почве сельхозугодий, а также их фитотоксического воздействия на сельскохозяйственные культуры проведен анализ образцов почв, отобранных с пат ей в разных регионах страны, где активно используются или ранее использовались эти гербициды. Значительные остаточные количества триазинов содержались в почвах, где возделывалась кукуруза, и эти гербициды вносились постоянно, под другими культурами содержание их остатков было значительно ниже. Абсолютные количества деалкилированных метаболитов в почвах находили в пределах 0,1 мг/кг. Обобщенные результаты обследований показывают, что остаточные количества симазина и атразина в почве оказыва-

ют фитотоксическое воздействие на растения, как правило, в сочетании с деал-килированными метаболитами. Из этих данных также следует, что в процессах накопления и путях метаболизма триазинов имеются региональные особенности, приводящие к различным уровням содержания в почве гербицидов и их де-алкилированных метаболитов. Так, в дерново-подзолистой почве содержание метаболитов довольно низкое, сравнительно низким является и среднее отношение «атразин : ДЭА — 1,04»; для черноземов аналогичный показатель в среднем равен 3,46. Абсолютные содержания остатков сим-триазинов и их метаболитов в черноземах также выше.

Проведенные опыты и обследование почв с обрабатываемых этими гербицидами полей показывают, что деалкилироаанные метаболиты могут вносить значительный вклад в проявление фитотоксического последействия триазино-вых гербицидов, и их наличие необходимо учитывать при оценке возможности использования сельхозугодий для возделывания культурных растений.

Результаты контроля ксенобиотиков и иных токсикантов обычно оценивают с учетом нормативов их допустимого содержания в контролируемом объекте. Большинство разработанных для почвы предельно допустимых концентраций (ПДК) пестицидов обеспечивают их санитарно-гигиеническую безопасность для человека и окружающей среды. В качестве критерия безопасного для растений содержания остатков гербицидов в почве нами предложено использовать значения их предельно допустимых концентраций по фитотоксическому показателю - ПДК(ФП), которые могут быть установлены на основании данных о токсическом действии гербицидов на основные сельскохозяйственные культуры. Впервые такие дифференцированные по культурам нормативы разработаны для псрсистснткых сим-триазиновых гербицидов.

Обобщение данных, полученных в различных по ч вен но-климатических условиях, позволило соотнести степень угнетения отдельных культур с содержанием остаточных количеств симазина в пахотном слое почвы (табл. 15).

Таблица 15

Распределение уровней содержания остаточных количеств симазина в почве

(мг/кг) по степени фитотоксического воздействия на различные культуры

Культура Угнетение растений

отсутствует слабое среднее сильное полное

Кукуруза - 0,9 1,6 6,3 -

Пшеница - - 0,14-0,18 - -

Озимая пшеница 0,02 - 0,08 - 0,54

Озимая рожь 0,03-0,06 - - - 0,3

Ячмень - 0,01-0,03 0,05-0,13 0,12-0,18 0,41-0.48

Картофель - 0,06-0,17 0,33-0,46 0,40 0,48-0,72

Анализ приведенных и других аналогичных данных, полученных для си-мазина и атразина в различных регионах страны, показал, что слабое угнетение большинства зерновых культур, ряда овощных и других культур наблюдается при содержании в почве остаточных количеств указанных гербицидов, начиная со следовых количеств и в пределах 0,1 мг/кг. При более высоких содержаниях степень угнетения усиливается, и при концентрации остатков гербицидов примерно 0,4 мг/кг и выше отмечается гибель ряда культур.

На основании обобщения результатов обследований и изучения фитоток-сического последействия сим-триазнновых гербицидов для симазипа и атразина были рекомендованы ПДК(ФП) для почвы, равные 0,01 мг/кг. Эти значения были рассмотрены Комитетом по изучению и регламентации ядохимикатов Минздрава СССР и утверждены в качестве официальных нормативов 16 марта 1982 г. за № 2531-82. ГЩК 0,01 мг/кг рекомендуется для почвы, где предполагается возделывание сельскохозяйственных культур, чувствительных к симази-ну и атразнну: зерновых (овес, пшеница, рожь, ячмень), овошных (огурцы, капуста), технических (сахарная свекла, подсолнечник), кормовых трав (вико-о вся нал смесь, люцерна, озимый рапс). Наличие остатков симазипа и атразина в почве при возделывании табака не допускается.

Следует отметить, что значения ПДК(ФП) для сим-триазинов оказались более жесткими, чем нормативы этих же гербицидов по общесанитарному показателю: гигиеническая ГЩК для симазина составляет 0,2 мг/кг, для атразина — 0,5 мгУкг.

Оказывая фитотоксическое действие на культурные растения, остатки гербицидов снижают их урожай или приводят к его полной гибели. При этом изменяется и качество продукшш. Несомненно, при этом сельскохозяйственное производство несет большие убытки. Учет этих убытков даст возможность оценить экономическую эффективность мероприятий по их предотвращению. Экономический анализ ситуации позволяет также принимать конкретные решения по результатам контроля фнтотоксичпости остатков гербицидов в почве и мерам борьбы с нею.

Нами рассмотрен один из возможных подходов к решению проблемы экономической опенки возможных потерь урожая сельскохозяйственных культур вследствие фитотоксичноети гербицидов и эффективности мероприятии по ее предотвращению.

Потеря урожайности в результате негативного действия гербицидов приводит к снижению прибыли, которое составляет ДП, „ = Ц(УК-УФ) руб./га, где ДП ] - различие в прибыли между контрольным вариантом и вариантом с проявлением фитотоксичноети гербицидов (руб.) для площади в I га; Ц - закупочная цена 1 т продукции (руб.); У„ и Уц, - урожайность культуры (т/га) в первом и втором вариантах соответственно. 1

Работы, связанные с контролем фитотоксичноети почв, направлены на устранение потерь урожая, то есть на сведение ДП к нулевому значению. Тогда

экономическая эффективность этих работ (Э) будет равна величине сохраненной прибыли на всей обследованной площади сельхозугодий (8) за вычетом затрат (3) на проведение контрольных мероприятий

Э - ДП, „ Э - 3 = Ц5(У,-Уф) - пК, где л - число проб почвы, необходимых для фитотокснческого обследования на площади 8 га; К - стоимость отбора, доставки и полного анализа одной пробы на содержание остаточных количеств гербицидов (руб.).

Наиболее высока эффективность контроля в тех случаях, когда удается предотвратить полную гибель урожая. Она складывается из затрат на производство продукции и прибыли от ее реализации за вычетом затрат на проведение контрольных мероприятий. С такими ситуациями приходится сталкиваться, например, при контроле почвогрунтов для защищенного грунта. Выявление высоких уровней остатков гербицидов до их закладки в теплицы дает возможность предотвратить гибель чувствительных к этим гербицидам культур, например, огурца и томатов от остатков сим-триазинов. Проведенные расчеты позволяют судить о достаточно высокой экономической эффективности контроля почв на содержание фитотоксикантов. Таким образом, выявление остатков пестицидов в объектах окружающей среды имеет не только важное природоохранное значение, но и является нередко экономически выгодным мероприятием.

8. Прогнозирование персистентностн пестицидов в почве

На основании экспериментальных данных по динамике снижения содержания спмазина в почве, полученных в агрохимической службе, были проведены работы по созданию имитационной прогностической модели, описывающей поведение симазина в верхнем (0-25 см) слое дерново-подзолистых почв. При этом фактический материал для математнко-статистической обработки формировался с таким расчетом, чтобы массив данных по динамике содержания гербицида имел максимальную вариабельность независимых переменных, характеризующих почвенные и климатические факторы.

Диализ динамики содержания симазина в почве показал, что в течение первых 20 сут. после внесения концентрация гербицида снижалась незначительно, т. с. имел место лаг-период (рис, 4), после чего шло закономерное уменьшение концентрации препарата. Динамика этого процесса во всех проведенных опытах описывалась экспоненциальной зависимостью С, = Сив"1", где С, - концентрация симазина в момент времени I', мкг/кг почвы; Си - начальная концентрация симазина в почве (при г = 20 сут,), мкг/кг почвы; к - константа скорости процесса исчезновения симазина из почвы, сут."1; т'- время контроля за содержанием симазина без учета лаг-периода (1*= г - 20), сут,; ( - время с момента применения гербицида, сут.

Для реализации кинетического уравнения в качестве прогностической модели находили зависимости С„ и к от дозы гербицида и конкретных факторов внешней среды (содержание гумуса, рНаолт осадки, объемная плотность и температура почвы), используя стандартную программу множественной линейной регрессии.

Статистическая обработка данных выявила значимое влияние дозы внесения симазина на начальную концентрацию препарата в почве, а также влияние содержания в почве гумуса на константу скорости детоксикации гербицида в почве. После исключения незначимых коэффициентов для константы скорости и начальной концентрации симазина были получены уравнения линейной рёгрессии, которые после подстановки дали итоговое прогностическое уравнение С,= ехр [(4,548+0,361x0 - I'(57,400-2,000хг 14,500ч2)-10"3], где х, -доза внесения симазина в почву, кг/га д.в.; хг - содержание гумуса в почве, %.

J—I I I I 1 I I I

100

Рис.4. А, Б. Динамика содержания симазина в слое 0*25-см дерново-подзолистых почв (1-10 - номера почв; а и б - фактическое содержание симазина в почве).

Разработанная имитационная математическая модель проверялась на независимом материале, полученном в других полевых опытах на дерново-подзолистой иочве, и оказалась адекватной эксперименту. Относительная ошибка модели в среднем составляла 34% и только в двух случаях оказалась на уровне 47 и 61%.

Второй возможный вариант полуэмпирического метода прогноза реализован на примере динамики содержания в почве гербицида 2,4-Д. Исследована зависимость величины Т« от поч вен но-климатических условий в широких пределах их варьирования на основании данных 16 опытов по динамике 2,4-Д, проведенных в агрохимслужбе, с интерполированными значениями времени самоочишения слоя иочвы 0-20 см. При разработке настоящего варианта прогноза использовали классическую методику факторного анализа, описанную К.Иберлой (1980).

В результате многошагового регрессионного анализа зависимости величины Тн от значений факторов и внесётшой дозы гербицида (1пР) получено итоговое уравнение: Т» = 38,8-1пР + 12,бТ, -12,2Рг -10,4-Р« + 0,8-^ + 58,4, где Р, -фактор температуры,'Р2 — фактор влажности или осадков,Т) — фактор почвы, Г4 — фактор дополнительных условий (поправочный). Множественный коэффициент корреляции уравнения г = 0,92, множественный коэффициент детерми-

нации Б = 0,85; переменные в уравнении расположены в порядке убывания влияния их на функцию, оцениваемого по частным коэффициентам детерминации.

Рассчитано также более частное уравнение зависимости величины Т« от внесенной дозы гербицида и интегрирующих почвенного и климатического показателей - содержания гумуса Н и гидротермического коэффициента Кс:

Ти = 33,5-1пР - 18,3-К,. - 0,5 Н + 80,7. Здесь г = 0,88, О = 0,77; переменные также расположены в порядке убывания влияния их на функцию.

Результаты множественного регрессионного анализа показывают, что более сильное влияние на варьирование величины Т95 оказывают логарифм внесенной дозы гербицида и климатические факторы, в первую очередь температурный (Бь Кс), Рассматриваемые в работе почвенные характеристики влияют на варьирование Т« не столь существенно.

На этапе прогнозирования для ряда независимых опытов по модели рассчитывали величины Т95 и сопоставляли их с измеренными в опытах. Совпадение расчетных и измеренных величин Т95 оказалось вполне удовлетворительным, относительная ошибка расчетных величин Т« заключалась в пределах 5-40%. Верификация модели позволяет сделать вывод о ее практической пригодности для прогноза величины Т« гербицида 2,4-Д в почве в достаточно широких пределах изменения поч вен но-юш магических условий по известным значениям исходных показателей.

ВЫВОДЫ

1. Для описания динамики содержания ксенобиотиков в почве и растениях апробированы пять эмпирических моделей зависимости концентрации ксенобиотика от времени: экспоненциальная [С» = Со е"к|], логарифмическая [С ™ Со- кг'Ьп], степенная [С = Со'Г1], обратно-пропорциональная [1/С ~ 1/Со+ к4г] и линейная [С * С0- к^]. На отдельных опытных данных показано, что наиболее распространенную экспоненциальную модель следует рассматривать как уравнение реакции псеадо-первого порядка.

2. Предложен разностный метод, позволяющий оценить долю отдельных факторов в снижении концентрации ксенобиотика в исследуемом объекте. С его помощью, в частности, показано, что на долю микробиологического фактора в разложении инсектицидов базудина и дурсбана в почве приходится соответственно 19 и 35 %.

3. Сопоставление относительной персистентности изомеров ГХЦГ и си-мазина в почвах различного типа в условиях лабораторного эксперимента показало, что длительность сохранения ксенобиотиков повышается с увеличением содержания гумуса в почве. Персистентность изучаемых веществ убывает в последовательности; бета-, гамма-, альфа-ГХЦГ, симазин. В нативной почве персистентность ксенобиотиков коррелирует со значениями энергии активации Е», характеризующими процесс их деградации: наименее персистентному симази-ну отвечает наименьшее значение Еа, бета-ГХЦГ - наибольшее. Абсолютные

значения Еа, полученные в различных опытах, указывают на преобладание физико-химических процессов в деградация всех изученных веществ, при этом для изомеров ГХЦГ, особенно для бета-ГХЦГ, отмечено достаточно сильное адсорбционное взаимодействие с почвой.

4. В качестве критерия эколого-токсикологической опасности ксенобиотиков в почве предложен индекс персистентности ксенобиотика 11ГЖ = Т^НТК = Т95-1п(Рк(/ПДК), где Т« - персистентность ксенобиотика, НТК - нор-матнвно-токсикологический коэффициент, Рм - максимально рекомендуемая доза пестицида, 1ЩК - норматив допустимого содержания пестицида в почве. Значения 1ШК использованы для абсолютной и относительной оценки степени загрязнения почв различными ксенобиотиками.

5. Обобщение данных по детокепкации различных пестицидов в растительных объектах показало, что существенное влияние на скорость процесса оказывают доза препарата и совместное применение других средств химизации. В частности, применение 2,4-Д на фоне хлорхолинхлорида и аммиачной селитры приводит к увеличению периода разложения Т« в 1,15-1,6 раза.

6. Предложена методика количественной оценки доли биоразбавления в процессе снижения содержания остаточных количеств пестицидов в растительных объектах. Рассчитаны константы, характеризующие интенсивность накопления сухой массы ячменя на различных фонах минерального питання при применении гербицидов. Показано, что доля биоразбавления в динамике снижения концентрации 2,4-Д в растениях ячменя незначительна, а в растениях яровой пшеницы может достигать 35 %.

7. Разработана методика количественной оценки взаимодействия смеси агрохимикатов при совместном применении и фитотоксикантов. Предложены' формулы для расчета величин ожидаемого эффекта и коэффициента взаимодействия двух и трех компонентов для эффектов разной направленности («на повышение» и «па понижение»). Проведен расчет коэффициента взаимодействия Я для различных средств химизации в бинарных и тройных смесях в различных сочетаниях и условиях. Показано, что коэффициент Я может быть применен как к отдельным показателям, ¡еа которые непосредственно направлено действие индивидуальных компонентов и смеси химических средств (длина стебля, биомасса сорняка и др.), так и к интегральному показателю - урожайности культуры.

8. Предложен алгоритм основных мероприятий при реализации ведомственного мониторинга пестицидов и других агрохимических токсикантов в агро-экосистемах. Рассмотрены основные виды контроля и факторы, рекомендуемые для изучения процесса детоксикацин пестицидов в почве и растениях. К критериям, позволяющим определить приоритетные пестициды для контроля, отнесены физико-химические и токсикологические свойства пестицидных препаратов, их потенциальная фитотоксичность, персистентность в окружающей среде, объемы и масштабы применения в год обследования и предшествующие годы.

9. Для комплексной токсикологической оценки ксенобиотиков, их метаболитов и изомеров предложен показатель токсичности массы объекта (ТМО). С его помощью производится расчет доли метаболитов и изомеров в инте-

гральной ТМО. На примерах инсектицида антио и ингибитора нитрификации шпрапирина показано, что доля основных метаболитов в интегральной ТМО зависит от вида объекта, дозы химического средства и ряда других факторов, и может достигать 90% и более. Предложено значение доли метаболитов и/или изомеров в интегральной ТМО использовать при расчете коэффициента запаса в нормативах допустимого содержания ксенобиотиков в продукции' и объектах окружающей среды.

10. Предложены частные уравнения для расчета максимально допустимых уровней ксенобиотика и его метаболита при их совместном присутствии в растительных объектах. В качестве примера дана оценка допустимого содержания в различных видах растительной продукции гербицида атразина и его основного токсичного метаболита 2-хлор-4-амино-6-нзопропиламино-сим-трназина (дезтилатразина - ДЭА). Показано, что степень превышения официального норматива МДУ атразина за счет метаболита при содержании основного ксенобиотика в объекте на уровне МДУ составляет от 2,8 крат для люцерны до 5,6 крат для томатов и ячменя.

11. Изучение фитотоксического действия с и м-три аз иновых гербицидов и их деалкилированных метаболитов на овсс показало определяющую роль содержания в почве органического вещества. При низких концентрациях фито-токсикантов наблюдался эффект стимуляции растений, при более высоких -угнетение растений, зависящее от содержания гумуса в почве. Так, при концентрации ДЭА 0,2 мг/кг в песке рост овса подавлялся на 71%, в почве с 1,1% гумуса-на 44%, а в почве с 3% гумуса - только на 11%. Фитотоксическое действие в ряду «атраэин-деэтилатразин-деэгилсимазин» изменяется но убывающей. При равных концентрациях 0,1 мг/кг оно составило для овса 40,5%, 31,9% и 19,0% соответственно.

12. При совместном присутствии в почве атразина и ДЭЛ имеет место синергизм фитотоксического действия, что подтверждается значениями коэффициента взаимодействия К. При концентрации 0,05 мг/кг атразина в почве с 1,1% гумуса биомасса овса снижается на 13,9%, при той же концентрации ДЭА увеличивается на 2,8%, в случае их совместного присутствия величина фито-эффекта составляет 29,7% (при этом Я = 2,6).

13. Метаболизм триазиновьгх гербицидов зависит от почвенных характеристик, что приводит к различным уровням накопления действующих веществ н их деалкилиро ванных метаболитов в почвах различного типа. В дерново-подзолистой почве, например, содержание метаболитов низкое, низким является и отношение «атразин : ДЭА» (1,04); в черноземах содержание токсикантов более высокое и соответствующее их соотношение равно 3,46,

14. В качестве критерия безопасного для растений содержания остатков гербицидов в почве предложен показатель предельно допустимой концентрации по фитотокскческому показателю — ПДК(ФП). Для симазииа и атразина обоснованы и рекомендованы ПДК(ФП) для почвы, равные 0,01 мг/кг. Эти значения утверждены в качестве официальных нормативов Минздравом СССР (№2531-82 от 16.03.1982 г.).

15. Разработаны имитационные математические модели, описывающие поведение снмазина и 2,4-Д в почве. В основу прогностических моделей положена экспоненциальная зависимость. Для симазина в дерново-подзолистых почвах относительная ошибка модели в среднем составляет 34%, при этом значимыми факторами определены доза внесения гербицида и содержание гумуса в почве. Варьирование показателя персистентности для 2,4-Д преимущественно зависит от дозы гербицида и климатических факторов, прежде всего температурного. Относительная ошибка расчетных величин Т« в широких пределах изменения почвенно-климагических условий находилась в пределах 5-40%.

16. Предложена методика эколого-экономической оценки потерь урожая вследствие фитотоксичкости остатков гербицидов и эффективности мероприятий по ее предотвращению. На примерах показана высокая эффективность контроля почвогрунтов на содержание фитотоксикаптов при возделывании культур в условиях защитен но го грунта.

СПИСОК РАБОТ НО ТЕМЕ ДИССЕРТАЦИИ Монография, статьи, тезисы

1. Лунев М.И. Сравнительные показатели характера разложения пестицидов в почвах и растения // Повышение эффективности применения химических средств защиты сельскохозяйственных культур и охрана окружающей среды / Тсзлокл. Всесоюзного совещания (Воронеж, 19-21 июня 1979 г.). - М., 1979. -С.217-220.

2. Лунев М.И. Сравнительные показатели поведения остатков пестицидов в почвах и растениях П Доклады ВЛСХНИЛ. - 1980. - № 3. - С.40-42.

3. Лунеа М.И., Крищснко В.П. Системный контроль за остатками пестицидов в почве и растениях и вопросы стандартизации // Научные аспекты стандартизации з области охраны природы и рационального использования почв, земель и ландшафтов / Науч.тр. ВНИИ стандартизации. - М., 1980. - Выгг. 41. -С.10-18.

4. Лунев М.И77 Тюняева Г.Н. Оценка некоторых моделей динамики пестицидов в растениях // Влияние химических средств, применяемых в сельском хозяйстве, на качество урожая / Сб.науч.тр. -М.: ЦИНАО, 1981.-С. 84-93,

5. Лунев М.И., Груздев Л.Г. Детоксикация 2,4-Д в растениях озимой пшеницы при различных фонах азотной подкормки и хлорхолинхлорида // Доклады ВАСХНИЛ. - 1981. - № 8. - С19-21.

6. Лунев М.И. Методы количественной оценки уровней накопления и характера детоксикации пестицидов в почве // Токсикологический и радиологический контроль состояния почв и растений в процессе химизации сельского хозяйства / Сб.науч.тр. - М.: ЦИНАО, 1981. - С.3-22.

7. Лунев М.И. Влияние роста фитомассы на интенсивность разложения остатков пестицидов в растениях // Химия в сельском хозяйстве. - 1982. - № 8. -С.43-45,

8. Лунев МЛ Унификация количественных показателей при изучении и контроле загрязнения почв и растений пестицидами как объект стандартизации // Стандартизация в области охраны природы и рационального использования природных ресурсов / Тез.докл. Всесоюзного симпозиума (Рига, 20-22 декабря 1982 г.). - М., 1982. - С.96-97.

9. Лунев М.И., Тюняева Г.Н., Чиликина Л.Ю. Повышение достоверности результатов определения остатков хлорорганических пестицидов в объектах окружающей среды // Управление качеством аналитических работ в' агрохим-службе / Сб.науч.тр, -М,: ЦИНАО, 1982.-004-112.

10. Лунев М.И. Динамика интегральной токсичности сельскохозяйственных ксенобиотиков и продуктов их превращения в объектах окружающей среды // Химия в сельском хозяйстве. —1983. - № 1.-С.56-59.

11. Ладонин В.Ф., Лунев М.И. Определение остатков гербицидов по фито-токсическому показателю //Защита растений. - 1983. 4. -С.28-29.

12. Вирченко В.П., Бобовникова 11И., Ладонин В.Ф. Лунев М.И. Метод проростков как биотест для оценки фитотоксичности остатков гербицидов в почве //Химия в сельском хозяйстве. - 1983.-№4.-С. 17-18.

13. Лунев М.И., Розснкрон Б.Л„ Дане В.Е. Персистентность симазина в дернопо-карбонатной почве // Химия в сельском хозяйстве. - 1983. ■ № 9. -С. 53-5 б.

14. Лунев М.И, Количественная оценка поведения и превращений сельскохозяйственных ксенобиотиков в почве // Вторая Всесоюзная конференция по применению математических методов и ЭВМ в почвоведении / Тез.докл. (Пу-щино, 17-19ноября 1983 г.).-Пущино, 1983,-0.172-173.

15. Ладонин В.Ф., Лунев М.И. Принципы организации системы контроля и методы изучения поведения сельскохозяйственных ксенобиотиков в почве И Современные методы исследований почв / Всесоюзная науч.конф. - Изд-во Московского ун-та, 1983. - С.135.

16. Лунев М.И., Асланян Г.Ц. Влияние роста биомассы на интенсивность разложения тмодана в растениях огурца // Биологический журнал Армении. -1983.-№ 11.-С.1089-1091.

17. Цукерман В,Г., Лунев М.И. Анализ хлорорганических и сим-триазино-вых пестицидов методом газожидкостной хроматографии и изучение их поведения в почве // Результаты разработки методов анализа почв, растений и удобрений/Сб.науч.тр.-М.: ЦИНАО, 1983,-СЛ13-123.

18. Луне в М.И. Количественная оценка влияния различных факторов на интенсивность превращений остатков пестицидов в объектах окружающей среды // Доклады ВАСХНИЛ. - 1984. - № 3. - С.44-46.

19. Блиновский И.К., Соркина Г.Л., Сиушева А.Г., ... Лунев М.И. и др. Транслокация и деструкция 2-хлорэтилфосфоновой кислоты в различных органах яблони//Химия в сельском хозяйстве, — 1984. - № 11. -С.41-46;

20. Лунев М.И. Методологические аспекты количественного описания поведения остатков пестицидов в почве и растениях // Охрана почв и растений в условиях интенсивного применения пестицидов и других средств химизации в сельском хозяйстве / Сб.науч.тр. - М.: ЦИНАО, 1984. - С.3-22,

21. Лунев М.И., Спыну Е.И., Моложанова Е.Г. Нормативы допустимого содержания токсикантов в почве // Химия в сельском хозяйстве. - 1985. - № 2. -С.50-52.

22. Лунев М.И., Чиликина Л.Ю., Тюняева Г.Н. Количественная характеристика динамики остатков пестицидов в почве и растениях // Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах / Tp.III Всесоюзного совещания (Обнинск, сентябрь 1981 г.)-Л.: Гидрометеоиздат, 1985, - С.17-25.

23. Лунев М.И. Интегральная оценка содержания сельскохозяйственных ксенобиотиков и продуктов их превращения в объектах окружающей среды // Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах / Tp.1V Всесоюзного совещания (Обнинск, июнь 1983 г.) — Л,: Гидрометеоиздат, 1985, -С. 19-22.

24. Лунев М.И., Ладонин В.Ф., Тюняева Г.Н. Поведение сим-триазиновых гербицидов в почве и растениях // Там же, - С.40-46.

25. Лунев М.И. Методология ведомственного контроля экологических последствий химизации земледелия // Комплексное использование пестицидов и других средств химизации в земледелии / Тез .докл. Всесоюзной науч.-техн. конф. (Воронеж, 1-3 июля 1986 г.).-М., 1986. - С. 156-157.

26. Лунев М.И. Оценка допустимого содержания ксенобиотиков и их метаболитов в растениях//Химия в сельском хозяйстве, - 1986, - Ni 1. - С,62-63,

27. Лунев М.И. Оценка деградации ксенобиотиков в природных объектах // Химия в сельском хозяйстве. - 1986,- Кг П. - С.74-76.

28. Лунев М.И. Контроль за состоянием окружающей среды в процессе химизации земледелия //Химия в сельском хозяйстве. — 1986. - № 12. - С.54-58.

29. Лунев М.И. Экономическая оценка токсикологического контроля почв // Защита растений. - 1987. - Ка 3. - С.28,

30. Лунев М.И. Оценка экологических последствий применения пестицидов //Защита растений. - 1987. - № 10. - C.16-I7,

31. Лунев М.И., Цукерман В.Г. Деградация персистентных пестшщдов в почвах различного типа // Бюл. 13НИИ с.-х.микробиологии. - Л., 1987. - № 46. -С.9-11.

32. Лунев М.И, Сравнительный критерий персистенткости ксенобиотиков в почве // Химия в сельском хозяйстве. - 1987. - № 2. - С.66-69.

33. Лунев М.И,, Груздев Л.Г. Опенка характера взаимодействия средств химизации при совместном применении // Доклады ВАСХНИЛ. - 1988. - № ]. -С.12-14.

34. Благовещенский Ю.Н„ Лунев М.И., Самсонова В.П. и др. Оценка параметров распределения содержания пестицидов в почве сельскохозяйственных угодий // Почвоведение. - 1988. - № 5. - С.108-112.

35. Лунев М.И. Изучение поведения и контроль персистентных пестицидов в почвах сельхозугодий // Food and Environmental implications / Proc. of a Symp., Neuherberg, 24-27 November 1987, jointly organized by IAEA and FAO. - Vienna: IAEA, I988.-P.297-299,

/

ч

36. Матвеев Ю.М., Лунев М.И., Андриевский Е.И, Моделирование и прогнозирование поведения скмазина в дерново-нодэолистой почве // Агрохимия. -1988. - № 5. - С.97-101.

37. Андриевский Е.И., Матвеев ЮЛ1, Сальников В.Г., Лунев М.И. Определение остаточных количеств атразина в почве с помощью микроколоночного жидкостного хроматографа «Милихром» // Агрохимия. - 1989. - № 4. -С.108-112.

38. Лунев М.И. Модели трансформации пестицидов в реализации ведомственного мониторинга почв и растений // Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах /Тр.У Всесоюзного совещания (Обнинск, 12-15 января 1987 г.)-Л.: Гидрометеоиздат, 1989. -С.38-44,

39. Лунев М.И. Мстодол отчее кие и экономические аспекты контроля гер-бицидной фитотоксичности почв в земледелии // Там же. - С.91-95.

40. Сизов А.П., Лунев М.И., Яковченко В.П. Интенсивные технологии и охрана почв отзагрязнения пестицидами// Земледелие. — 1989, - Лг£ 9. - С.40-42.

41. Лунев М.И. Токсикологический контроль и исследования а агрохимической службе // Научное обеспечение сельского хозяйства / Сб.науч.тр. - М.: ЦИНАО, 1989. - С.94-100.

42. Лунев М.И,, Сизов А.П., Поповичсва. Л.Л. Влияние почвенно-климатических условий на динамику разложения гербицида 2,4-Д // Экологические проблемы охраны живой природы / Тез.докл. Всесоюзной конф., ч.2. Гос.ко ми-тет по охране природы. - М., 1990.-0.138-139.

43. Лунев М.И. Количественное описание детоксикации пестицидов в объектах агрофитоценозов // Деградация пестицидов при комплексной защите сельскохозяйственных культур от вредных организмов / Тр.симпозиума. - Л.: ВИЗР, 1990. - С.96.

44. Кретова Л.Г., Лунев М.И. Фнтотоксическос действие остаточных количеств триаэиповых гербицидов на зерновые // Там же,- С.78-79.

45. Ладонин В.Ф., Посмнтная Л.В., Лунев М.И, и др. Биометрическая оценка комплексного применения гербицидов и минеральных удобрений на зерновых культурах //Вестник с.-х. науки. - 1990. - № 12. - С.92-97.

46. Лунев М.И., Кретова Л.Г. Фнготоксическое последействие и побочное действие гербицидов//Защита растений. - 1991. - X» 7. - С.22-23.

47. Лунев М.И. Контроль уровней и изучение динамики содержания пестицидов в почве и растениях (глава 14) // Методы определения микроколичеств пестицидов в продуктах питания, кормах и внешней среде: Справочник. В 2-х т. - Т.2. - М.: Колос, 1992.-С.143-156.

48. Лунев М.И., Кретова Л.Г. Токсическое действие остаточных количеств сим-триазиновых гербицидов и их деалкилированных метаболитов на сельскохозяйственные культуры //Агрохимия. - 1992. -№ 1, - С. 114-122.

49. Лунев М.И. Пестициды и охрана агрофитоценозов. - М,: Колос, 1992. -269 с.

50. Лебедева Г.Ф., Агапов В.И., Лунев М.И. Симптомы повреждения культурных растений гербицидами// Биологические науки. - 1992. - Ка 3, - С.7-27,

51. Сизов Л.П., Лунев М.И. Прогнозирование персистентности пестицидов в почве при помощи факторного анализа// Агрохимия. - 1992. - № 8. - С. 112-116.

52. Лунев МЛ., Буткова О.Л. Проблемы контроля и охраны курортных экосистем в зонах интенсивного сельскохозяйственного производства // XV Менделеевский съезд по общей и прикладной химии. В 4-х т. - Т.2, - Минск; Наука и Техника, 1993. - С.254-255.

53. Лунев М.И. Токсикологический контроль продукции и объектов окружающей среды// Агрохимический вестник. - 1997. - № 5. - С.10-12.

54. Лунев М.И. Агрохимическая служба: эколого-токсикологический контроль агрогенных и техногенных загрязнений // Юбилейный сборник на-уч.трудов к 30-летито ЦИНАО. -М,: ЦИНАО, 1999, - С.Э25-332.

55. Лунев М.И., Кретова Л.Г. Разработка и применение образцов с аттестованным содержанием органических токсикантов для контроля качества анализов продукции и природных объектов // Аналитика Сибири и Дальнего Востока

- 2000 / Тез .докл. VI конф, - Новосибирск, 2000. - С.420.

56. Лунев М.И. Контроль техно- и агрогенных загрязнений почв сельхозугодий // Современные проблемы промышленной экологии / Матер, междунар. научно-практ. конф,- Орел, 2000. - С.85-88.

57. Лунев М.И. Организация токсикологического мониторинга почв и посевов в системе агрохимической службы // Науч. обеспечение и соверш. методологии агрохимич. обслуж. земледелия России / Матер,науч.-практ.конф. — М.: Нзд-во МГУ, 2000. - С. 144-149.

58. Лунев М.И. Контроль техногенных загрязнителей органической природы в почвах сельхозугодий // Агрохимия на рубеже веков / Бюл.ВИУА. - М., 2000.

- № 113.- С.128-129.

59. Лунев М.И. Методолошческие аспекты ведомственного аналитического контроля сырья, продукции и объектов окружающей среды // Методы аналитического контроля материалов и объектов окружающей среды / Матер, и тез, докл. регион, науч. конф. —Пермь,2001.-С. 155.

60. Лунев М.И. Мониторинг стойких органических загрязнителей в агроэко-системах // А гроз кодогич ескне проблемы сельскохозяйственного производства в условиях техногенного загрязнения агроэкосистем / Сб.докладов Всерос. научно-практ. конференции, - Казань, 2001.-С, 168-172.

61. Лунев М.И., Кретова Л.Г. Фитотоксическое воздействие гербицидов на сельскохозяйственные культуры // Плодородие, —2001. - № 3.-С.29-31.

62. Кузнецов А.В., Плюшиков В.Г., Лунев М.И. Агроэкологический мониторинг сельскохозяйственных угодий. Отбор проб почвы и растений // Земледелие в XXI веке. Проблемы и пути их решения / Матер, научлпракт. конф. — Курск, 2001. - С.166-175.

63. Лунев М.И. Эколого-токси ко логические аспекты проблемы устаревших пестицидов // Вестник РУДН. Сер, «Экология и безопасность жизнедеятельности». - 2002.б. - С.13-19.

64. Лунев М.И. Эколого-токсикологический контроль агрогенных и техногенных загрязнений//Ветеринарная патология. -2002. 2. -С, 134-[36,

65. Лунев М.И. Эколого-токсикологические аспекты инвентаризации устаревших пестицидов // Всероссийская конференция по проблеме стойких органических загрязнителей / Матер, конф., г.Москва, 28-29 октября 2002 г. - М.: ЦМП, 2003. - С.118-123.

66. Лунев М.И. Характер взаимодействия агрохимикатов при их комплексном применении//Плодородие, - 2003. -,№2.-С.34-38.

67. Лунев М.И. Метод опенки аддитивности при совместном действии компонентов минерального питания растений // Агрохимия. - 2003. - № 9. -С .74-81.

68. Лунев М.И., Кузнецов A.B. Загрязняющие вещества в почвах сельхозугодий по результатам локального мониторинга // V Всерос.конф.по анализу объектов окр.среды «Экоаналитика-2003» с междунар. участием / Тез. докл. -С.Пб., 2003.-С.296.

69. Лунев М.И. Количественный аспект взаимодействия фитотоксикантов в агроэкосистемах // 2-й съезд токсикологов России. 10-13 ноября 2003 г. / Тез. докл. - М., 2003. -С.166-167.

70. Лунев М.И. Количественная оценка взаимодействия токсикантов при комплексном загрязнении почв // Гигиена и санитария. - 2004, - № 2, — С.34-36.

Научно-методические издания

1. Методические указания по картографированию объемов применения пестицидов и содержания их остатков в почвах сельхозугодий / В.ФЛадонин, М.И.Лунев, Г.Н Тюняева, И.П.Литвинова. - М.: ЦИНАО, 1984. - 33 с.

2. Методические указания по контролю остатков пестицидов в плодах, корне- и клубнеплодах / М.И.Лунев, В.Г. Цукерман. - М.: ЦИНАО, 1985,- 13 с.

3. Временные методические указания по контролю качества аналитических работ при определении остаточных количеств пестицидов в почве и растениях / В.ФЛадонин, В.В.Василенко, М.И.Лунев и др. - М.: ЦИНАО, 1985, - 53 с.

4. Методические указания по контролю уровней и изучению динамики содержания пестицидов в почве и растениях / М.И. Л у пев, В.Ф.Ладонин, А.М.Головань. -М.: Агропромиздат, 1985. - 58 с.

5. Методические указания по обработке результатов изучения динамики пестицидов в почве и растениях/М.И Лунев. - М.: ЦИНАО, 1985. - 37 с,

6. Методические указания по контролю и изучению фитотоксичности остаточных количеств гербицидов / М.И.Лунев, Ю.М.Матвеев, В.Г.Цукерман. - М.: ЦИНАО, 1986.-36 с.

7. Рекомендации по предотвращению загрязнений окружающей среды регуляторами роста растений / И.К.Блиновский, В.П.Тучков, М.ИЛунев и др. -М.: ЦИНАО, ТСХА, 1986.-26 с.

8. Рекомендации по расчету содержания и динамических параметров агрохимических токсикантов в почве и растениях / М.И.Лунев. - М.: ЦИНАО, 1987. - 56 с.

9. Методические указания по использованию метода газожидкостной хроматографии дна определения остаточных количеств пестицидов / М.И.Лунев, В.Г.Цукерман,Н.В.Перетолчин, Г.АЛивоваров. - М.: ЦИНАО, 1987. - 38 с.

10, Рекомендации по формам отчетности токсикологических подразделений проектно-изыскательских станций химизации сельского хозяйства и станций защиты растений, / МЛЛунев, А.П.Сизов, Г.Н.Тюняева др. - М.: ЦИНАО, 1989,-114 с.

11; Временные методические указания по отбору проб растительной продукции и кормов для определения содержания нитратов и остаточных количеств пестицидов / Л.М. Державин., Н.М. Глупцов, ДД Степанов, М.И Лунев и др. - М.: Мосагроп ром химия, 1989.-19 с.

12. Методические указания по наработке стандартов действующих веществ пестицидов для определения их остаточных количеств в объектах окружающей среды / В.Г.Цукерман, Э.Я.Чавзр, М.ИЛунев и др. - М.: ЦИНАО, 1990.-21 с.

13. Методические указания по определению атразина, пропазипа, си мази на, дезтилатразина и деатилсимазина в почве и растениях методом газожидкостной хроматографии / М.ИЛунев, В.В.Василенко, И.Д.Новикова. - М,: ЦИНАО, 1991.-12 с.

14. Методические указания по проведению комплексного агрохимического обследования почв сельскохозяйственных угодий / М.А.Флор и некий, А.Н.Поляков, А.В.Паштихипа, М.ИЛунев и др. - М.: ЦНТТШР, 1994. - 97 с.

15. Методическое пособие и нормативные материалы для разработки адаптивно-ландшафтных систем земледелия / А.Н.Каштанов, И.П.Свинцов, ..., М.ИЛунев и др. - Курск: ВНИИЗЗПЭ, 2001. - 260 с.

16. Методические указания по проведению комплексного мониторинга плодородия почв земель сельскохозяйственного назначения / В.Г.Сычев, А.Н.Аристархов, М.И.Лунев и др.-М., 2003,-196 с.

Авторские свидетельства и Государственные стандарты

1. Способ детоксикашш пестицидов в защищенном почвогрунте. - Изобретение. - Авт. свид. № 1079229, зарегистрировано в Гос. реестре изобр. СССР 15 ноября 1983 г, / Е.Н.Ефремов, Лебедев Ю.В., М.И.Лунев, Н.М.Глунцов.

2. Состав для регулирования роста и продуктивности зерновых культур. -Изобретение. — Авт. свид. № 1408566, зарегистрировано в Гос. реестре изобр. СССР 8 марта 1988 г. / М.И.Лунев. Л.Г.Груздев, В.Н.Казакова, Г.НЛенайденко.

3. Охрана природы. Почвы. Общие требования к контролю и охране от загрязнения. ГОСТ 17.4.3.04-85 / С.Г.Самохвалов, М.И.Лунев и др. - М.; Изд-во стандартов, 1986, — 4 с.

Усл. печ, л. 2,56 Зак. 105 Тираж 100 экз. AHO «Издательство МСХА» 127550, Москва, ул. Тимирязевская, 44