Введение
Актуальность темы. В условиях напряженной экологической ситуа-ф ции, складывающейся во многих регионах, геохимические циклы тяжелых
металлов (ТМ) определяются не столько естественным перераспределением, сколько антропогенной деятельностью. При этом изменяются природные процессы миграции и трансформации вещества, естественный химический состав почв и растений.
Рязанская область типичный регион Нечерноземной зоны России, в выбросах промышленных предприятий которого фиксируются такие загрязняющие элементы, как свинец, кадмий, цинк, медь и другие, становящиеся
* при высоких концентрациях опасными. По данным Управления Росприрод-надзора по Рязанской области в почвах районов, подвергающихся воздейст-
• вию выбросов промышленных предприятий, транспорта, тепловых электростанций, количество ТМ значительно превышает фоновый уровень. При этом основными ингредиентами загрязнения здесь являются соединения меди, свинца, цинка. Поступая в почвы и водные источники, загрязняющие вещества накапливаются и переходят от звена к звену в трофической цепи: «вода - почва - растения - животные - человек», появляются территории экологи-
^ ческого риска.
В связи с вышесказанным, разработка способов реабилитации распро-страненных в Рязанской области дерново-подзолистых почв сельскохозяйственного назначения, загрязненных ТМ, и получение на них экологически безопасной продукции, является актуальной.
Цель и задачи исследований. Цель настоящей работы заключается в исследовании и обосновании воздействия тяжелых металлов на агро-ландшафт и разработке экологически обоснованных биологических способов реабилитации загрязненных тяжелыми металлами дерново-подзолистых почв сельскохозяйственного назначения.
Поставленная цель определила необходимость решения следующих задач:
• охарактеризовать источники и пути поступления тяжелых металлов в почву в условиях техногенного загрязнения агроландшафтов;
ф • проанализировать эффективность использования фитомелиорантов
и других биологических способов снижения фитотоксичности тяжелых металлов в почве;
• дать агроэкологическую оценку дерново-подзолистых почв в условиях искусственного загрязнения их поллютантами;
• выявить закономерности и особенности поглощения тяжелых металлов сельскохозяйственными культурами;
• провести анализ баланса тяжелых металлов и условия снижения
* выноса их из биологического круговорота элементов в природе;
• выполнить эколого-экономическую оценку выращивания люпина
• узколистного как фитомелиоранта на почвах, загрязненных тяжелыми металлами.
Методика проведения исследований. В качестве основного методологического принципа при разработке способов реабилитации техногенно загрязненных почв принималась комплексность, предполагающая рассмотрение агроэкологических факторов, влияющих на функционирование агроландшаф-^ тов. Исследования базировались на анализе литературных и фондовых мате-
риалов, включали теоретические разработки, вегетационные, лизиметрические и полевые опыты.
Натурные исследования по разработке комплекса мероприятий по снижению поступления тяжелых металлов из почвы в сельскохозяйственные растения выполнялись по апробированным методикам на опытном поле с лизиметрической площадкой. Обработка результатов исследований осуществлялась с использованием методов математической статистики.
Научная новизна выполненных автором исследований заключается в теоретическом и агроэкологическом обосновании способов биологической реабилитации дерново-подзолистых почв, загрязненных ТМ. Проведенные лизиметрические, вегетационные и деляночные опыты позволили предложить как
6
способ реабилитации дерново-подзолистой почвы, загрязненной ТМ, выращивание люпина узколистного в качестве фитомелиоранта. ф На защиту выносятся:
• зависимость продуктивности сельскохозяйственных культур от уровня загрязнения ТМ дерново-подзолистых почв;
• экспериментальное обоснование использования методов биоиндикации для оценки токсичности и микробиологической активности дерново-подзолистых почв, загрязненных ТМ;
• биологические способы реабилитации дерново-подзолистых почв, загрязненных ТМ.
4ч Практическая ценность. Практическая ценность работы заключается в
разработке агроэкологически обоснованных биологических способов реабили-
w тации загрязненных дерново-подзолистых почв за счет подбора в качестве фи-
томелиорантов, сельскохозяйственных культур, активно накапливающих ТМ в надземной части.
Апробация работы. Основные результаты работы доложены на Всероссийской конференции (Санкт-Петербург, 2004 г.), Международной научной конференции (Рязань, 2004 г.). Материалы и результаты обсуждались на
• заседаниях Ученого Совета МФ ГНУ ВНИИГиМ (2003-2005 гг.), на заседа-
ниях кафедры «ГиМПСХП» Технологического факультета (2003 г.) и кафедры «Экономики сельского хозяйства» Экономического факультета РГСХА (2004, 2005 г.).
Публикации. Основные положения диссертационной работы опубликованы в 5 печатных работах.
Структура и объем диссертации. Диссертационная работа изложена на 159 страницах и состоит из введения, 5 глав, выводов, предложений производству, списка литературы и приложений. Библиография включает 188 литературных источника, в том числе 11 иностранных. Работа содержит 7 рисунков, 39 таблиц и 18 приложений.
7
Автор настоящей работы выражает благодарность за помощь в проведении исследований, научные консультации и ценные советы: первому научному а руководителю члену корреспонденту РАСХН и НАНКР, академику МАЭП и
РАВН, д.т.н., профессору Я.В. Бочкареву; научному консультанту - заведую-
щему лабораторией экологии природообустройства МФ ГНУ ВНИИГиМ, к.с.х.н., доценту В.Ф. Евтюхину; сотрудникам МФ ГНУ ВНИИГиМ: к.с.х.н., доценту Т.К. Никушиной, к.с.х.н., доценту Ю.А.Томину, н.с. В.А. Игнатенок, к.б.н. Р.И. Матюхину.
8
Глава 1. Техногенез - фактор загрязнения природной системы
(обзор литературы)
На земле не остается территории, которые в той или иной степени не подвергались бы загрязнению химическими элементами. Около 15% территории России относится к зонам экологического неблагополучия. Наиболее объективным критерием, по которому можно отличить благополучную местность от территории кризиса, является здоровье человека. Там, где растет заболеваемость - зоны экологического неблагополучия, а если растет смертность - это уже зоны бедствия [Ягодин, 1995]. Загрязнение среды, в особенности химическими веществами, - один из наиболее сильных факторов раз- рушения компонентов биосферы. Среди всех химических загрязнителей микроэлементы рассматриваются как имеющие особое экологическое, биологи- ческое и здравоохранительное значение [Кабата-Пендиас и др., 1989].
До недавнего времени в качестве важнейших загрязняющих веществ рассматривались главным образом, пыль, угарный и углекислый газы, оксиды серы и азота, углеводороды и т.д. Тяжелые металлы рассматривались в меньшей степени. Сейчас же интерес повысился в связи с фактами острых токсичных эффектов, вызванных промышленным загрязнением Hg, Cd, Se, Pb в системе "воздух - почва - вода, растение - человек" [Геохимия..., 1990].
1.1. Источники поступления тяэ/селых металлов в природную систему Источники поступления ТМ в окружающую среду имеют как природное (естественное), так и антропогенное происхождение. С природными процессами связана основная масса ТМ, заключенная в водах Мирового океана и суши, донных осадках современных водотоков и водоемов, почвенно-растительном покрове и атмосфере. Природные источники - пыль, лесные пожары, вулканическая деятельность, морские соли и др. Так эродированные ветром частицы почвы содержат до 5% цинка [Оценка..., 1996].
Антропогенные источники ТМ многочисленны и разнообразны. Для них характерно формирование локальных участков загрязнения, но с высо-
9
кими концентрациями токсикантов. Поступление ТМ в окружающую среду происходит неравномерно, нередко в виде залповых выбросов и прекращает-
Ф ся с завершением функционирования соответствующего антропогенного
объекта. Главным антропогенным источником поступления ТМ в атмосферу являются предприятия по производству цветных металлов, нефтепереработки, автомобильный транспорт, химическая промышленность, ТЭЦ, котельные и другие энергетические объекты, работающие на сжигании топлива. Уголь, мазут, дизельное топливо, бензин содержат повышенные количества ТМ (V, Ni, Be, Pb, Hg, As и т.д.), которые при высокотемпературных процессах сжигания топлива образуют газообразные соединения, в меньшей степе-
(** ни твердые аэрозоли, и формируют в приземной атмосфере, затем на поверх-
ности Земли обширные поля загрязнения. Вокруг металлургических заводов
• также образуются обширные аномальные зоны ТМ. Их выбросы представляют опасность для соседних регионов в связи с трансграничными переносами [Гармаш, 1985].
От металлургических предприятий на поверхность земли ежегодно попадает (т): РЬ - 89000; Hg - 30,5; Ni - 1200; Си - 154650; Zn - 121500; Со -765. В следствии сжигания нефти и угля выпадает (т): РЬ - 3600; Hg - 1600;
• Ni - 2100; Zn - 7000 [Овчаренко, 1995]; Cd - 87 [Большаков и др., 1978].
Многие исследователи [Важенина, 1983; Гармаш, 1985; Геохимия..., 1990] считают, что основное количество ТМ (более 95%) от предприятий черной и цветной металлургии поступает в почву в виде техногенной пыли. По данным Р.П. Первуниной с соавторами [1989], в пыли завода по выплавке свинца и цинка содержалось 1,5% Cd, 12% Zn и 51% РЬ. Исследования ВИУА [Черных и др., 1994] убедительно показывают, что 60% Си, 57% РЬ в основном поступает с жидкими осадками, а 60% Ni- с сухими потоками.
Основными источниками загрязнения ТМ являются предприятия теплоэнергетики. На территории Рязанской области действуют 4 крупных предприятия и множество мелких котелен. Топливно-энергетический комплекс в
10
„ области представлен: Рязанской ГРЭС, ГРЭС-24, Ново-Рязанской ТЭЦ и Дя-
гилевской ТЭЦ [Государственный..., 1996, 1998, 2004].
ф ' Техногенная геохимическая нагрузка на ландшафт обусловлена посту-
плением металлосодержащих аэрозолей [Фокин, 1986], которые располагаются над индустриальными центрами в тропосфере высотой до 3-4 км. Поэтому сохранить почву в нативном состоянии в современных условиях практически невозможно, так как потоки веществ в почве связаны с приземной атмосферой, растительностью, поверхностными и почвенно-грунтовыми водами [Аммосова и др., 1989]. Предприятия нефтеперерабатывающей промышленности, черной и цветной металлургии, производства искусственного
\*\ волокна, цемента, сжигания топлива и др. загрязняют почву в большинстве
своем аэральным путем Pb, Cd, Zn, Ni, Си [Большаков и др., 1991; Попов и
• др., 1991].
Атмосферные осадки - мощный, постоянно действующий фактор миграции и круговорота веществ в природе. Каждый литр атмосферной воды при падении капель средней величины на протяжении 1 км омывает около 300 м3 воздуха, при очень мелких каплях - значительно больший объем [Добровольский, 1997]. При этом в осадках растворяется значительная часть газо-
• образных веществ и аэрозольных элементов. Средняя годовая минерализация атмосферных осадков составляет от 5 - 10 до 30 - 60 мг/л [Цыганенко, 1968; Степанова, 1976]. В загрязненных районах общее количество выпадающих солей может составлять 30-80 т/км2, в отдельных районах Англии 480-969 т/км2, в Подмосковье 350 кг/га и более [Степанова, 1976].
В 1994 году выпадения из аэрозолей составили в Московской и Ленинградской областях до 7,8 кг/км2 РЬ, в Ленинградской, Тверской, Волгоград-ской - от 39 до 500 г/км Cd, в Предкавказье и на Урале - более 2 кг/км Zn [Махонько и др., 1985]. Центральная часть Московской области получает с антропогенной пылью от 40 до 200 г/га РЬ в год [Белицина и др., 1983].
Большое количество РЬ попадает в окружающую среду от автотранспорта. Каждая автомашина выделяет за год 1 кг РЬ [Аммосова и др., 1989].
(f.
и
„ Выхлопные газы привносят его на поверхность земли 250-260 тыс. т ежегод-
но [Добровольский и др., 1985; Овчаренко, 1995]. А по данным С.С. Patterson
ф [1971], с атмосферными осадками в Мировой океан возвращается примерно
250 тыс. т. РЬ в год, а 100 тыс. т. рассеивается над континентами. При поступлении РЬ от автотранспорта загрязняется полоса почвы шириной 50-100, редко 300 м. Основное же его количество концентрируется в 0-10 см слое почвы. По некоторым данным [Добровольский, 1983], в почве вблизи дорог содержание РЬ достигает 600-700 мг/кг, по другим - 190 мг-кг около шоссе Москва-Ленинград [Никифорова, 1975], 70 мг/кг в районе г. Курска [Добровольский, 1983]. В связи с износом шин и автодорожного покрытия, в непо-t*V средственной близости от автодорог, обнаружено в почве Cd в 2-3 раза и Zn в
4-10 раз больше по сравнению с местным фоном [Добровольский, 1997; Кав-
• тарадзе и др., 1999].
Современный транспорт - особый источник воздействия на природу и человека. Он относится к так называемым передвижным источникам загрязнения окружающей среды. Из всех видов транспорта в наибольшей степени загрязняет окружающую среду автомобильный транспорт. Это связано, прежде всего, с ростом количества единиц автотранспорта и концентрацией его
• в городах. По данным Городского комитета по охране окружающей среды, в Рязани количество автомашин только с 1995 по 1998 год возросло более чем в 2 раза [Государственный..., 2004].
В составе бензинов и дизельного топлива находятся такие элементы, как Си, Zn, Br, Pb, Cd, Mg, V, Ni и др. Период полувыведения тяжелых металлов из почв в среднем составляет для РЬ- от 740 до 5900 лет, для Cd- 13-100 лет, Zn- 70-510, Си- 310-1500 лет [Кавтарадзе и др., 1999].
Ряд исследователей [Рамад, 1981; Шильников и др., 1995; Ганжара и др., 1993; Геохимия..., 1990; Говорина и др., 1991; Ефремова и др., 1988; Минеев, 1990, Минеев и др., 1994; Овчаренко, 1996] отмечает, что используемые в сельском хозяйстве минеральные, органические, известковые удобрения наряду с биофильными элементами содержат в своем составе Cd, Со,
12
^ Cr, Cu, Pb, Ni, Zn, Sr, Hg, F, CL и др. Внесение их в почвы в количествах,
обеспечивающих примерно 50% прибавки урожая, не могут не оказывать
ф существенного влияния на микроэлементный состав почв и режим питания, а
также на изменение подвижности элемента и повышения его доступности растениям. При внесении средней дозы минеральных удобрений (N50P45K45) поступает в почву: Си - 2,07 г/га; Zn - 2,21; Мп -5,56; Ni - 0,7; Со - 1,71; Cd - 0,13; Pb - 0,22 г/га, а с 60 т компоста вноситься 56,4 г Си; 3,85 KrZn; 1,63 KrNi; 2,24 кг Мп [Соловьев, 1992]. Научно обоснованные системы удобрений и вносимые с ними ТМ не изменяют заметным образом природных уровней их содержания в почвах и не представляют опасности с точки
V*N зрения загрязнения почв [Обухов и др., 1992; Алиева, 1995; Кабата-Пендиас
и др., 1989]. Тяжелые металлы в минеральных удобрениях являются естест-
^ венными примесями, содержащихся в агрорудах.
Исследования A.A. Поповой [1991] отмечают, что в аммиачной селитре в незначительных количествах содержится Cd, Cu, в несколько больших -Zn и РЬ. Более высокое содержание Cd в фосфорных удобрениях и хлористом калии, Zn - в навозе. Потенциальными загрязнителями окружающей среды считаются удобрения, содержащие более 8 мг/кг Cd. Кадмий в фосфорных
• удобрениях, которые производятся в странах СНГ, содержится в незначи-
тельных количествах и не представляет опасности для окружающей среды. Высокая концентрация кадмия отмечена в суперфосфате, произведенном в США (50-100 мг/кг) [Алексеев, 1987; Карпова и др., 1990].
Мнения исследователей о влиянии пестицидов на объекты окружающей среды диаметрально противоположны. Д.В. Ладонин [1995] отмечает, что примеси ТМ в отечественных препаратах практически неощутимы в общем загрязнении на единицу площади, но фунгициды содержат медь и цинк. К таким соединениям относятся: трихлорфенолят меди (СбН2С1з0)2Си, купрозан (37,5% хлорокиси меди и 15% цинеба), медный купорос (CuSO4*5H2O), хло-рокись меди (3Cu(OH)2*CuCl*H2O), цинеб (C4p6N2S4Zn). Для борьбы с грызунами используется фосфид цинка Zn3P2 [Кирюшин, 1996]. В некоторых
13
., случаях постоянное применение препаратов меди может привести к значи-
тельному накоплению ее в почве в токсичных для растений концентрациях.
ф Использование сточных вод на земледельческих полях орошения по-
зволяет сократить потребность природной воды, снизить объемы вносимых минеральных удобрений и повысить урожайность сельскохозяйственных культур. Как показал анализ результатов исследований орошение сточными водами оказывает неоднозначное влияние на объекты окружающей среды. В.И. Желязко с соавторами [2001]; Н.Г. Андреев и др. [1976]; В.Т. Додолина [1983] и др. отмечают, что с одной стороны - улучшаются структурный состав и питательный режим почв, возрастает урожайность культур вследствие
.& поступления с оросительной водой большого количества питательных эле-
ментов. С другой же стороны происходит аккумуляция в почве биогенных
• элементов в концентрациях превышающих ПДК, усиление микробиологического прессинга на почву вследствие высокого содержания в сточных водах микроорганизмов, а также накопление нитратов - все это может отрицательно сказываться на росте и развитии выращиваемых культур, а также на качестве растениеводческой продукции [Ковалева и др., 1983; Кривоносова и др., 1990; Менц, 1991; Мудрый, 1997; Геохимия..., 1990; Голченко и др., 1988].
• В тоже время высокие нормы сточных вод несут в себе опасность вымывания минеральных солей из почвы и накопление Си, Zn, Cd, Pb в пахот-
г ном слое [Геохимия..., 1990; Менц, 1991].
Крупным источником ТМ в сельском хозяйстве могут стать осадки сточных вод (ОСВ), используемые в качестве удобрительных средств. Широкое использование ОСВ в качестве удобрения в сельскохозяйственном производстве допустимо только при проведении соответствующих агроэкологи-ческих, биогеохимических и технологических исследований [Крейда и др., 1991].
В исследованиях Г.А. Гармаш с соавторами [1989] наблюдали повышенное содержание кадмия в зерне пшеницы и возрастание в почве Zn, Си, РЬ и Сг при использовании осадков сточных вод.
14
^ Нельзя игнорировать как источник поступления ТМ в составе цемент-
. ной пыли. Разумеется, атмосферные выбросы цементных заводов экологиче-
ф ски опасны, прежде всего, загрязнением воздуха [Сает и др., 1996]. Однако,
судя по сведениям К. Рэуца и С. Кырстя [1986], в ней содержится кадмия 31
мг/кг, меди - 218, свинца - 836.
Конфигурация изолиний содержания металлов в почве вокруг источника выбросов в основном соответствует климатической розе ветров [Малахов и др., 1989; Гармаш, 1985]; зависит от высоты выбросов, рельефа местности, усугубляется неоднородностью геохимической обстановки [Добровольский, 1983; Добровольский, 1983а; 1985; Геохимия..., 1990].
,щ\ Таким образом, возрастающий техногенез на природную систему ста-
новиться постоянно действующим экологическим фактором. Техногенные
• источники обуславливают загрязнение агроландшафтов за счет трансгранич-ного атмосферного переноса тяжелых металлов. Поэтому, основное мероприятие по снижению загрязнения это предотвращение попадания токсикантов в промышленные выбросы за счет совершенствования технологий производства, создание замкнутых технологических процессов.
• 1.2. Поведение тяжелых металлов в агроэкосистеме Комплексное загрязнение почв токсикантами вызывает различную реакцию многих видов естественных фитоценозов и сельскохозяйственных культур. Особенности почвообразования, свойств почв, специфичность и вариабельность сочетаний загрязнителей (токсикантов), в том числе тяжелых металлов, требуют регионального подхода к разработке системы приемов де-токсикации почв.
Ряд авторов [Ягодин и др., 1989; Ильин, 1991] отмечают, выпадающие на поверхность почвы ТМ, концентрируются в слое 2-5 см или 0-10 (20 см), но другие данные [Елпатьевский и др., 1985] говорят о том, что в верхнем двухсантиметровом слое почвы задерживалось в год 419,3 мг/м свинца и 38,2 мг/м цинка, а в слое мощностью 38 см закрепилось 42,8 и 50 мг/м соот-
15
ветственно. В пахотных почвах большинство ТМ фиксируется в плодородном слое. Однако при подкислении малобуферной почвы значительная доля
ф металлов (Mn, AI, Fe) из обменно-поглощенного состояния переходит в поч-
венный раствор [Соколов и др., 1994]. При внесении только азотных и калийных удобрений увеличивается коэффициент подвижности металлов: Zn -с 13,4 до 19, Си - с 2,6 до 4,7%, РЬ - с 5 до 7,4, Cd - с 19,6 до 28,3% [Алиева, 1995].
Итак, почва - активное биогенное вещество, и поступающие в нее водорастворимые соединения переходят в ионообменные и труднорастворимые формы. При этом органическое вещество почвы при взаимодействии образу-
,^ ет с металлами комплексные, хелатные и металлоорганические соединения.
Ионы РЬ более прочно адсорбируются почвой, чем Zn и Cd [Александрова,
• 1980; Тяжелые..., 1997].
Процесс фиксации включает адсорбцию, осаждение, коагуляцию, поглощение глинистыми минералами. Металлы сорбируются так же гидрокси-дами железа и гумусом [Степанова, 1976; Ковда, 1985; Горбатов и др., 1988]. Гидроксиды железа поглощают ТМ более активно, чем глинистые минералы и почвенное органическое вещество. Так, 50% всех металлов связано окси-
^ дами железа [Добровольский, 1997], с органическим веществом в черноземах
- от 25 (Zn) до 30% (Си) [Ильин, 1991], по другим данным 2/3 - 3/4 [Шиль-ников и др., 1995]
Гуминовые кислоты фиксируют металлы более прочно, чем фульво-кислоты. По степени прочности связи с органическим веществом почвы ТМ располагаются в убывающий ряд: РЬ Си > Zn Cd [Ладонин и др., 1997; Пинский, 1983]. Однако поведение металлов при одинаковом значении pH и емкости поглощения может быть различным. Так, для Zn характерны процессы ионного обмена и сорбция гумусовыми веществами, а для Си - последняя. РЬ и Cd также связываются органическими веществами в гумусных, а в минеральных горизонтах почв - глинистыми минералами и полуторными оксидами [Горбатов и др., 1988; Добровольский, 1997].
16
Исследователи отмечают пространственную вариабельность концентрации металлов в различных типах почв [Добровольский, 1983а; Золотарева и др., 1980; Кузнецов и др., 1995], наблюдают колебания Cd, Pb, Zn и Си в зависимости от использования почв. Так, коэффициент вариации для луговых почв 38-50%, а в пахотном слое для этих же почв - 5,5-21% [Серебренникова и др., 1989]. В таблице 1.1 представлены глобальные, зональные и региональные данные по содержанию химических элементов в различных почвах.
Таблица 1.1. Глобальные, зональные и региональные оценки химических элементов в почвах, мг/кг [Геохимия ..., 1990].
Элементы Глобальные Зональные (почвы СССР) Дерново-подзолистые (Московская область)
Кларк земной коры Почвы мира Подзолистые Серые лесные Черноземы
В 12,0 10,0 5,8 12,3 19,7 38,0
V 90,0 100,0 63,5 118,0 148,0 64,0
Сг 83,0 90,0 180,0 250,0 286,0 46,0
Мп 1000,0 850,0 715,0 1025,0 885,0 590,0
Со 18,0 10,0 8,4 12,4 13,2 7,2
Ni 58,0 40,0 23,2 30,3 72,1 20,0
Си 47,0 20,0 15,3 23,5 28,9 27,0
Zn 83,0 50,0 41,3 60,0 62,0 50,0
Mo 1,1 2,0 1,7 3,2 4,2 1,0
Cd 0,13 0,5 0,7 0,7 0,5 0,3
Sn 2,5 10,0 2,9 2,8 3,2 5,2
Pb 16,0 10,0 11,5 12,5 13,2 25,0
По способности прочно фиксировать ТМ и скорости процесса трансформации почвы располагаются в ряд: чернозем типичный > дерново-подзолистая окультуренная > дерново-подзолистая неокультуренная [Зырин и др., 1985]. Пахотный слой черноземов прочно фиксирует до 40-60 т/га свинца, подзолистые - от 2 до 60 т/га, а почва в целом до 100 т/га [Аммосова и др., 1989].
Физиологическое и агрономическое значение имеют подвижные формы ТМ в почве, поскольку они мигрируют по профилю почвы и поглощаются растениями [Алексеенко, 1990; Глазовская, 1990]. Подвижность металлов
17
. в почве зависит от ее кислотности, содержания гумуса, емкости поглощения,
гранулометрического состава [Цинк..., 1992; Cattenie, 1983; Первунина и др.,
ф 1989; Brune, 1984]. Илистая фракция характеризуется наиболее высокими
концентрациями ТМ [Зырин и др., 1979]. Zn, Pb, Ni наиболее близки по степени подвижности, она составляла 10-30%, значительно ниже подвижность у Си - 2-15% и особенно у Сг - 0,7-7% [Касимов и др., 1995; Обухов, 1989]. На серых лесных тяжелосуглинистых почвах Рязанской области [Алиева, 1995], подвижность ТМ во многом согласуется с вышеперечисленными данными: Zn - 8,3%; Си - 3%; Cd - 30%; Pb - 40%. В исследованиях канадских ученых подвижность Cd составляла 55% [Ильин, 1991].
,^> На миграционные возможности ТМ в почве большое влияние оказыва-
ют кислотно-щелочная обстановка и окислительно-восстановительные про-
• цессы. Cd, Pb, Zn, Cu, Ni обладают значительной подвижностью в кислой
среде [Прохоров и др., 1971; Алексеев, 1987; Ильин 1991]. Уменьшение pH на 1,8-2 единицы приводит к увеличению подвижности Zn в 3,8-5,4 раза, Cd -в 4-8 раз; Си - в 2-3 раза [Шильников и др., 1995].
Н.Г. Зырин, Н.В. Чеботарева [1979] считают, что концентрация тяжелых металлов в почве во многом определяется геохимическими способно-
^ стями почвообразующих пород и процессом педогенеза, которые вызывают
перераспределение элементов в профиле и изменение соотношения форм соединений микроэлементов. H.A. Протасова с соавторами [1996] уточняют, что элементный состав почвообразующих пород зависит от их гранулометрического состава и миграционной способности. В почвообразующих породах Окско-Донской равнины и Среднерусской возвышенности найдено максимальное количество тяжелых металлов в покровных лессовидных суглинках и глинах, а минимальное в древнеаллювиальных и флювиогляциальных супесях и песках [Протасова и др., 1992; 1996]. Из исследований, проведенных в Мещерском филиале ГНУ ВНИИГиМ [Мажайский и др., 2002], видно (табл. 1.2), что почвообразующие породы, на которых сформировались почвы Рязанской области, обладают высокой степенью вариабельности. Содер- |
