Глава 10. Загрязнение почв тяжелыми металлами
В шестидесятые годы экспедиция Воронежского университета провела комплексное обследование представительных объектов основных зональных подтипов почв ЦЧО с параллельным анализом контрольных целинных/залежных вариантов. По ее материалам были опубликованы обзоры содержания тяжелых металлов в почвах ЦЧО (Адерихин и Протасова, 1973; Адерихин и Копаева, 1973, 1974; Протасова, Щербаков, Копаева, 1992).
В 1991-1992 годах комплексной агроэкологической экспедицией ВНИИЗиЗПЭ были проанализированы основные объекты В.В. Докучаева и часть объектов П.Г. Адерихина в ЦЧО (см. рис. 1.1). Они имеют случайное распределение по территории относительно основных источников локального загрязнения и, следовательно, могут рассматриваться как случайная выборка почв, характеризующая фоновое загрязнение сельскохозяйственных земель ЦЧО.
Оценка экологической ситуации по современному состоянию загрязнения почв ЦЧО тяжелыми металлами началось с поиска фоновых или контрольных значений. Региональный анализ и районирование распределения в почвах Центрального Черноземья редких и рассеянных элементов показали их высокую пространственную вариабельность (Протасова и др., 1992), совершенно не охваченную существующими точками фонового мониторинга.
В качестве контроля нередко принимается содержание тяжелых металлов в почвообразующей породе, но нами ранее был показан факультативный характер таких корреляций для черноземов ЦЧО. Региональные кларки для почв ЦЧО еще не обоснованы, и разные авторы указывают различные модальные интервалы для основных типов почв. Поэтому мы использовали для анализа общепринятые кларки по А.П.
Виноградову (1953), осознавая естественные ограничения и условности такого подхода. Представительная часть выборки приведена в таблице 10.1.Из семи проанализированных тяжелых металлов слабое загрязнение может создаваться пятью элементами: свинцом, ртутью, медью, цинком и кобальтом. Умеренное и среднее загрязнение создается двумя элементами: свинцом и ртутью. Повышенное загрязнение создает свинец, содержание которого в пяти объектах превышает нормы ПДК, установленные с учетом фонового содержания элемента (Методические указания... , 1987).
Валовое содержание тяжелых металлов в пахотном слое (0-22 см) черно-
земов на ряде «реперных» объектов В.В. Докучаева в ЦЧО (даны в клар-
ках по Виноградову, 1957)
Таблица 10.1
№ раз реза | Поч ва | Район | Cd | Pb | Hg | Си | Zn | Мо | Со | ? |
Кларк по Виноградову (1953), мг/кг; I - в кларках | 0.5 | 10 | 0.05 | 20 | 50 | 2 | 8 | 7 | ||
7-91 | Чоп | Верховье | 0,36 | 1,95 | 1,40 | 2,57 | 1,52 | 1,57 | 1,19 | 10,56 |
10-91 | Чоп | Щигровский | 0,84 | 4,13 | 1,80 | 1,07 | 1,28 | 1,03 | 1,10 | 11,25 |
17-91 | Чоп' | Поныровский | 0,36 | 1,53 | 0,80 | 1,57 | 1,07 | 0,93 | 1,69 | 7,95 |
22-91 | Чоп | Пристенский. | 0,24 | 1,95 | 1,80 | 1,03 | 1,83 | 0,60 | 1,70 | 9,25 |
6-91 | Чв | Новодере- веньковский | 0,64 | 2,37 | 1,40 | 2,17 | 1,09 | 0,92 | 1,10 | 9,69 |
8-91 | Чв | Ливенский | 0,62 | 1,51 | 2,40 | 1,52 | 0,98 | 1,05 | 0,99 | 9,07 |
9-91 | Чв | Курский | 0,50 | 1,87 | 0,60 | 2,56 | 1,37 | 0,92 | 1,54 | 9,36 |
23-91 | Чв | Пристенский | 0,62 | 1,95 | 1,80 | 1,24 | 1,31 | 0,72 | 1,89 | 9,53 |
29-91 | Чв | Рыльский | 0,18 | 5,00 | 1,60 | 1,57 | 0,91 | 0,66 | 1,66 | 11,53 |
30-91 | Чв | Льговский | 0,36 | 3,05 | 1,40 | 1,69 | 2,55 | 1,09 | 1,31 | 11,45 |
5-91 | Чт | Новодере- веньковский | 0,50 | 4,05 | 2,20 | />2,06 | 1,22 | 1,19 | 1,31 | 12,53 |
11-91 | Чт | Щигровский | 0,36 | 1,75 | 1,00 | 2,06 | 1,30 | 1,05 | 0,96 | 8,48 |
15-91 | Чт | Мантуровский | 1,08 | 3,98 | 0,60 | 1,54 | 1,02 | 1,37 | 1,93 | 11,52 |
27-91 | Чт | Рыльский | 0,46 | 1,91 | 1,60 | 1,53 | 1,42 | 0,63 | 1,10 | 8,65 |
28-91 | Чт | Рыльский | 0,24 | 3,13 | 1,20 | 1,04 | 1,41 | 1,06 | 1,12 | 9,20 |
42-91 | Чт | Белгородский | 0,68 | 2,43 | 2,60 | 2,02 | 1,10 | 1,03 | 0,94 | 10,80 |
43-91 | Чт | Томаровка | 0,24 | 2,13 | 1,00 | 1,06 | 0,62 | 0,67 | 1,16 | 6,88 |
12-91 | Чк | Щигровский | 0,16 | 1,38 | 1,00 | 0,92 | 1,02 | 0,98 | 1,30 | 6,76 |
13-91 | Чк | Щигровский | 0,50 | 1,08 | 1,60 | 1,69 | 1,22 | 1,02 | 1,44 | 8,55 |
Обращает на себя внимание сильное варьирование содержания тяжелых металлов в верхнем слое гумусово-аккумулятивных горизонтов проанализированных почв.
Максимальное валовое содержание меди, цинка, молибдена превышает их минимумы в три-четыре раза, свинца и кобальта - в пять раз, а кадмия и ртути - даже в семь- восемь раз.Лишь четвертая часть проанализированных почв не имеет признаков загрязнения, определяемых согласно рекомендациям Почвенного института им. Докучаева. Шестая часть объектов характеризуется повышенным и средним уровнем загрязнения. Еще столько же - умеренным загрязнением. Двадцать пять процентов обследованных черноземов загрязнены двумя и более элементами.
Полученные данные диагностируют проблемную экологическую ситуацию по фоновому загрязнению тяжелыми металлами черноземов ЦЧО. Локальное загрязнение может превышать и этот фон на 1- 2 порядка. Приведенное в таблице 10.2 сопоставление разновременных данных по фоновому содержанию подвижных форм тяжелых металлов указывает на общую для всех проанализированных элементов тенденцию постоянного накопления в черноземах ЦЧО.
Таблица 10.2
Изменения содержания тяжелых металлов в черноземах ЦЧО за послед-
ние 50 лет (приводятся в кларках по Виноградову, 1957)
Эле мент | Кларк, РРш | 1941-1950 гг. | 1965-1970 гг. | 1991-1992 гг. | ||||||||
min | м | max | R | min | М | шах | R | min | М | шах | ||
РЬ | 10 | 0.3 | 1.20 | 4.3 | 3 |
|
|
|
| 1.1 | 2.51 | 5.1 |
|
| 0.4 | 1.20 | 4.3 | 4 |
|
|
|
| и | 2.52[20] | 5.0 |
Си | 20 | 0.2 | 1.00 | />9.9 | 1 | 0.6 | 1.05 | 1.5 | 9 | 0.9 | 1.67 | 2.6 |
|
| 0.3 | 1.00 | 8.5 | 2 | 0.9 | 1.07* | 1.3 | 7 | 0.9 | 1.50* | 2.6 |
|
| 0.2 | 0.85 | 4.0 | 6 |
|
|
|
|
|
|
|
Со | 8 | 0.2 | 1.11 | 1.9 | 6 | 0.8 | 1.36 | 2.0 | 10 | 0,9 | 1.38 | 2.5 |
|
|
|
|
|
| 0.9 | 1.18* | 1.5 | 7 | 1.0 | 1.44* | 1.9 |
Zn | 50 | 0.5 | 1.00 | 2.4 | 5 | 0.8 | 1.14 | 1.7 | 9 | 0.6 | 1.26 | 2.6 |
|
|
|
|
|
| 1.1 | 1.26* | 1.4 | 7 | 0.9 | 1.36* | 2.6 |
Мо | 2 |
|
|
|
| 0.5 | 0.85 | 1.3 | 8 | 0.6 | 0.97 | 1.6 |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
| 0.6 | 0.93* | 1.4 |
Cd | 0.5 | 0.0 | 0.20 | 1.4 | 4 |
|
|
|
| 0.2 | 0.47 | 1.1 |
|
|
|
|
|
|
|
|
|
| 0.2 | 0.46* | 1.1 |
R - источники: (1) Виноградов, 1940; (2) Малюга, 1944; (3) Синякова, 1944; (4) Виноградов, 1949; (5) Виноградов и Бергман, 1949; (6) Иванов, 1950; (7)Ковальский и Андрианова, 1970; (8) Адерихин и Протасова, 1973; (9), (Ю)АдерихиниКопаева, 1973, 1974.
Анализ хронорядов позволяет оценить среднюю скорость аккумуляции тяжелых металлов (в миллиКларках/год) и уточнить последовательность металлов по возрастающей скорости их накопления: Mo:Zn:Cd=Co:Cu:Pb = 4.9:5.2:5.4:13.4:26.2 - для последних 50 лет; Zn: Co:Cu = 4.0:10.4:13.6 - для последних 25 лет.
Полученные результаты хорошо согласуются с выполненными
ранее наблюдениями М.А. Глазовской (1988), которая отметила повышенные значения модуля суммарных коэффициентов концентрации микроэлементов в почвах ЦЧО как следствие применения удобрений, пестицидов и влияния Донецко-Приднепровского промышленного региона.
Важно отдельно отметить наблюдаемое со временем возрастание нижних границ содержания тяжелых металлов в черноземах ЦЧО, что также диагностирует фронтальный (региональный) характер загрязнения. Современное среднее содержание тяжелых металлов еще далеко от критических значений, но достаточно высокая скорость их аккумуляции не может не вызывать обоснованного беспокойства.
В этом отношении интересно оценить влияние сельскохозяйственного землепользования на процессы аккумуляции тяжелых металлов в верхних горизонтах черноземов и степень их подвижности - доступности растениям. Для уточнения оценки опасности загрязнения сельскохозяйственной продукции и аккумулятивно-транзитных элементов агроландшафта определялось содержание в парных разрезах черноземов подвижных форм соединений тяжелых металлов.
Определение Pb, Си, Ni, Со проводилось в 1.0 н НС1 при соотношении почва:раствор= 1:10; Mn, Zn - по Крупскому-Александровой, в ацетатно-аммонийной вытяжке при рН= 4.8 и соотношении почва: раствор= 1:5. Конечное определение тяжелых металлов в растворах проводили методом атомно-абсорбционной спектрометрии на приборе AAS-3 в ацетиленово-воздушном пламени.
Поэлементные результаты анализа подвижных форм тяжелых металлов в верхних горизонтах парных разрезов обследованных черноземов приведены на рисунках 10.1-10.6. Для удобства анализа на всех рисунках данные по контрольному объекту предшествуют данным по основному разрезу.
К сожалению, отсутствуют утвержденные ПДК для кислоторастворимых форм основных тяжелых металлов, поэтому даваемые их содержанию экологические оценки будут носить приблизительный характер.Содержание кислоторастворимых форм свинца (рис. 10.1), в среднем, составляет 25-30 % от его валового содержания, что говорит о высокой мобильности содержащих свинец веществ и соединений. В абсолютном большинстве случаев содержание подвижного свинца максимально в поверхностном горизонте/слое черноземов. В случае пахотных черноземов он может захватывать весь пахотный горизонт.
Это может свидетельствовать как о поверхностном поступлении свинца, так и активном вовлечении его в биологический круговорот. Резко пониженное содержание кислоторастворимого свинца в верхних горизонтах эродированного чернозема (разрез № 15-92), которые сравнительно несильно (практически не более, чем в других парах) отличаются от контроля по содержанию гумуса и характеристикам ППК (см. Главы 5 и 6), позволяют отдать предпочтение гипотезе поверхностного поступления свинца.
Содержание подвижных форм свинца уменьшается при снижении емкости поглощения черноземов, что наиболее ярко проявляется в черноземах супесчаного-легкосуглинистого состава разрезов №№ 10, 11 -92. Другими важными факторами являются степень вы- щелоченности почвенного профиля и степень насыщенности почвенного поглощающего комплекса.
Влияние этих факторов противоположно направлено, поэтому может компенсировать друг друга и отчетливо проявляется лишь при явном доминировании одного из них. При значительном усилении выщелоченное™ профиля в парах залежы-мгашня и лесг-мгашня (разрезы №№ 5, 6 -92 и 11, 10 -92) и малых различиях потенциальной кислотности их верхних горизонтов наблюдается снижение содержания кислоторастворимых форм свинца - возможно, вымываемых в нижележащие горизонты.
Резкое подкисление ППК даже на фоне сильной активизации выщелачивания сопровождается существенным повышением содержания подвижных форм свинца - вероятно, в результате активизации его ближайшего резерва (сопоставление богарного и орошаемого черноземов разрезов №№ 45, 44 -91). В меньшей мере это проявляется в паре типичных тяжелосуглинистых черноземов с агрогенным подкислением пахотного горизонта на 0.5-1 pH (разрезы №№ 13, 12 - 92).
При отсутствии существенных различий в степени выщелоченное™ и поглощающем комплексе пахотные и контрольные варианты черноземов практически не различаются между собой по со-
Рисунок 10.1. Содержание подвижных форм РЬ (мг/кг) в верхних горизонтах парных разрезов черноземов.
держанию кислоторастворимого свинца (парные разрезы №№ 18, 17 -92 и 28, 27 -91).
Содержание кислоторастворимых форм меди (рис. 10.2) значительно ниже, чем свинца - при близком содержании их валовых форм (см. Табл. 10.1). Это объясняется низкой подвижностью меди в почвах с высоким содержанием гумуса и глины, высокой степенью насыщенности ППК (Рэуце, Кырстя, 1986).
В черноземах контрольных вариантов и большинстве пахотных почв максимум содержания подвижной меди приходится на поверхностные горизонты. Наиболее высоким содержанием меди выделяется пара сад-пашня после сада (разрезы №№ 20, 19 -92). Вероятно, это связано с применением медьсодержащих препаратов.
Минимальное содержание снова приходится на черноземы легкого гранулометрического состава (разрезы №№ 10, 11 -92). Черноземы с более кислой реакцией среды и менее насыщенным ППК характеризуются пониженным содержанием кислоторастворимых форм меди (пахотный чернозем разреза № 12-92, сенокосный и орошаемый объекты №№ 28-91 и 44-91).
Возможно, это связано с большей подвижностью меди в этих условиях среды и вымыванием ее подвижных форм в нижележащие горизонты почвы. Произвесткованный пахотный оподзоленный чернозем (разрез № 22-92) отличается от контрольного разреза под лесом повышенным содержанием кислоторастворимой меди, что хорошо объясняется известной стабилизирующей функцией извести на подвижные формы меди.
Проанализированные черноземы характеризуются повышенным содержанием кислоторастворимых форм никеля (рис. 10.3). Их содержание, как правило, возрастает с утяжелением гранулометрического составаг почв, увеличением содержания гумуса и емкости поглощения.
Минимальным содержанием подвижного никеля выделяется супесчаный пахотный чернозем (разрез № 10-92). Несколько выше его содержание в соседнем контрольном разрезе легкосуглинистого типичного чернозема под лесом (разрез № 11-92) и в черноземах легко- го/среднего гранулометрического состава из западных районов Курской и Белгородской областей (разрезы №№ 28, 27 -91 и 44, 45 -91). Последний разрез (№ 45-91) характеризуется более высокими значениями емкости ППК и содержания подвижного никеля. При орошении они резко снижаются.
Рисунок 10.2. Содержание подвижных форм Си (мг/кг) в верхних горизонтах парных разрезов черноземов.
Рисунок 10.3. Содержание подвижных форм Ni (мг/кг) в верхних горизонтах парных разрезов черноземов.
Пахотные черноземы обычно характеризуются несколько пониженным содержанием кислоторастворимых форм никеля, по сравнению с их контрольными разрезами. Исключение составляют две пары черноземов (разрезы №№ 18, 17 -92 и 21, 22 -92), в которых пахотные варианты отличаются пониженными значениями кислотности от контроля.
Следует отметить очень близкое содержание подвижного никеля в парных разрезах черноземов с небольшими различиями морфогенетических и базовых физико-химических свойств между основным объектом и контролем (№№ 18, 17 -92; 20, 19 -92 и 28, 27 -91). Это свидетельствует о хорошей сопоставимости парных объектов исследования, результатов анализа тяжелых металлов и подтверждает известное мнение о невысокой подвижности никеля в почвах с нейтральной и слабокислой средой.
Кобальт обладает способностью закрепляться в решетке глинистых минералов. Содержание его кислоторастворимых форм в верхних горизонтах проанализированных черноземов хорошо коррелирует с утяжелением гранулометрического состава, увеличением содержания гумуса и емкости поглощения (рис. 10.4).
Максимальным содержанием подвижного кобальта зыделяются тяжелосуглинистые типичные черноземы Каменной Степи (разрезы №№ 5, 6 -92), пастбища у Хренового (разрез № 1-92) и лесной разрез оподзоленного тяжелосуглинистого чернозема (разрез № 21-92).
Черноземы контрольных объектов, как правило, характеризуются более высоким содержанием подвижного кобальта, чем черноземы основных разрезов. Единственным исключением является пара черноземов у х. Крутого (№№-13, 12 -92), которые отличаются мощным профилем с высоким содержанием гумуса.
Максимальные различия с контролем имеют наибохее деградированные черноземы: выпаханный супесчаный (разрез № 10-92), эродированный (разрез № 15-92), длительно орошаемый (разрез № 44-91). Содержание в них подвижного кобальта отличается от контроля на 0.6-0.8 мг/кг , или 30-60% от содержания в контроле. Судя по всему, это связано с деградацией поглощающего комплекса почв.
Абсолютное большинство объектов характеризуется максимальным содержанием подвижного кобальта в самых верхних горизонтах почв. Наиболее отчетливо поверхностный максимум выражен в контрольных объектах с минимальным влиянием геловека на почву: лес, старинный заброшенный парк, столетняя залежь.
Резкое снижение содержания кислоторастворимых форм кобальта в верхнем горизонте эродированного чернозема, при равенстве его содержания в нижележащих горизонтах с контролем, позволяет предположить наличие значительного поверхностного привно- са кобальта из атмосферы.
Марганец принадлежит к водным мигрантам, подвижным в восстановительных условиях и инертным в окислительной среде. Содержание подвижного марганца в почвообразующих породах ЦЧО колеблется от 1.5 до 33 мг/кг. Среднее содержание его в породах Среднерусской возвышенности значительно выше, чем в породах Окско-Донской равнины: 11.3 мг/кг и 4.4 мг/кг (Протасова и др., 1992).
Содержание подвижного марганца в объектах исследования, как правило, невысокое: варьирует от 10 до 40 мг/кг (рис. 10.5). Единственное исключение составляет поверхностный горизонт оподзолен- ного чернозема под лесом с содержанием более 80 мг/кг.
Пониженным содержанием подвижного марганца выделяются пахотный оподзоленный чернозем (разрез № 22-92) и богарные типичные черноземы облегченного гранулометрического состава в западных районах ЦЧО (разрезы №№ 28, 27, 45 -91). В верхнем горизонте орошаемого чернозема содержание подвижного марганца возрастает в 2 раза по сравнению с контролем (разрез № 44-91).
В парных разрезах, не имеющих существенных различий в морфогенетическом профиле и физико-химических характеристиках черноземов, содержание подвижного марганца остается практически без изменений (разрезы №№ 18, 17 -92 и 28, 27 -91).
В остальных объектах пахотные горизонты, как правило, несколько обеднены подвижным марганцем в сравнении с их контрольными аналогами, которые имеют сильнее выраженный поверхностный максимум. Максимальные различия вновь приходятся на черноземы лесных объектов и старого пастбища.
Большинство проанализированных черноземов характеризуется очень низким содержанием подвижного цинка - менее 0.5 мг/кг (рис. 10.6). Единственным исключением является лесной разрез (№ 21-92) оподзоленного чернозема, но и в нем содержание подвижного цинка ниже оптимальных значений.
Наличие в профиле активных карбонатов и высокая насыщенность поглощающего комплекса обменным кальцием резко ограничивают подвижность цинка (Протасова и др., 1992). С другой стороны, он относится к водным мигрантам и способен выщелачиваться
Рисунок 10.5. Содержание подвижных форм Мп (мг/кг) в верхних горизонтах парных разрезов черноземов.
Рисунок 10.6. Содержание подвижных форм Zn (мг/кг)
в верхних горизонтах парных разрезов черноземов.
при наличии промывного водного режима, концентрируясь в малоподвижной форме на нижележащих щелочных барьерах.
Результатом стабилизирующего влияния обменного кальция является пониженная подвижность цинка в верхних горизонтах большинства разрезов черноземов. В орошаемом черноземе (разрез № 44- 91) подвижные формы цинка вымыты в нижнюю часть профиля.
Итак, проанализированные парные объекты черноземов характеризуются принципиальным сходством морфогенетических профилей почв, одинаковым положением в рельефе, территориальной близостью вариантов сопоставления (расстояние между ними не превышает двухсот метров) и значительным удалением от крупных источников техногенного загрязнения (более пятидесяти километров). Последнее позволяет предположить одинаковый уровень основного атмосферного загрязнения.
Разница в содержании подвижных форм тяжелых металлов может быть интерпретирована как результат различий в землепользовании, а именно: (а) отчуждения тяжелых металлов с урожаем; (б) привноса их с удобрениями, мелиорантами, пестицидами; (в) аг- рогенных трансформаций почвенного материала, изменений почвенных режимов и процессов.
Для учета последнего фактора примем во внимание агрогенные изменения базовых характеристик почв, имеющих первоочередное влияние на буферную способность черноземов к загрязнению тяжелыми металлами: плотность сложения, содержание гумуса, насыщенную часть поглощающего комплекса и обменную кислотность (табл. 10.3).
Прежде всего стоит отметить преобладание вариантов сельскохозяйственного накопления для свинца и меди, имеющих выявленную ранее максимальную скорость временного приращения содержания валовых форм (см. табл. 10.2). Они характеризуются и наиболее высокими коэффициентами концентрации в фосфорных удобрениях и Са-содержащих мелиорантах.
Уровень применения мелиорантов хорошо диагностируется по увеличению pH (табл. 10.2). Содержание подвижной меди максимально в почве сада и пашни на месте сада, как результат применения медьсодержащих пестицидов.
Подвижные формы кобальта, никеля и марганца имеют преобладающую тенденцию к уменьшению при сельскохозяйственном использования. Согласно обзору Н.А. Протасовой, А.П. Щербакова и М.Т. Копаевой (1992), они имеют высокую прямую корреляцию с
Таблица 10.3.
Агрогенные изменения базовых характеристик верхних горизонтов черноземов в парных разрезах на «реперных» объектах В.В. Докучаева в ЦЧО
№ разреза | Ps | Гумус | Ca2++Mg1+ | рН(КС1) | ПЭБЗ1 | ||||
г/см3 | ЧЭБЗ | % | ЧЭБЗ | мг/кг | ЧЭБЗ | знач. | ЧЭБЗ | ||
11-92, Ю | 1.11 | 5 | 7.29 | 4 | 220 | 3 | 4.9 | 3 | 15 |
10-92 | 1.27 | 3 | 3.55 | 2 | 95 | 1 | 5.3 | 4 | 10 |
18-92, К | 1.28 | 3 | 6.26 | 4 | 252 | 3 | 5.2 | 3 | 13 |
17-92 | 1.26 | 3 | 6.80 | 4 | 261 | 3 | 5.4 | 3 | 13 |
45-91, К | 1.16 | 4 | 4.36 | 3 | 323 | 4 | 7.2 | 5 | 15 |
44-91 | 1.29 | 3 | 4.58 | 3 | 203 | 2 | 4.9 | 2 | 10 |
20-92, К | 1.23 | 3 | 6.05 | 4 | 305 | 4 | 5.2 | 3 | 14 |
19-92 | 1.24 | 3 | 5.05 | 3 | 271 | 3 | 5.3 | 3 | 12 |
1-92, К | 1.02 | 5 | 9.56 | 5 | 372 | 4 | 5.6 | 4 | 18 |
4-92 | 1.15 | 4 | 6.40 | 4 | 381 | 4 | 6.1 | 5 | 17 |
28-91, К | 1.02 | 5 | 6.66 | 4 | 264 | 3 | 6.1 | 5 | 17 |
27-91 | 1.06 | 4 | 5.18 | 3 | 231 | 3 | 5.9 | 4 | 14 |
13-92, К | 1.03 | 5 | 10.29 | 5 | 443 | 5 | 5.4 | 3 | 18 |
12-92 | 1.01 | 5 | 7.46 | 4 | 392 | 4 | 6.3 | 5 | 18 |
5-92, К | 0.92 | 5 | 10.15 | 5 | 504 | 5 | 7.0 | 5 | 20 |
6-92 | 1.22 | />3 | 6.88 | 4 | 401 | 4 | 6.1 | 5 | 16 |
14-92, К | 0.80 ^ | 5 | 12.10 | 5 | 464 | 5 | 6.1 | 5 | 20 |
16-92 | 1.12П | 4 | 7.18 | 4 | 372 | 4 | 5.3 | 3 | 15 |
21-92, К | 0.97 | 5 | 8.23 | 4 | 281 | 3 | 4.8 | 2 | 14 |
22-92 | 1.36 | 1 | 5.55 | 3 | 258 | з | 6.3 | 5 | 12 |
ИЗМЕНЕНИЯ: | |||||||||
Средние | -1.1 | -0.9 | -0.8 | +0.1 | -2.7 | ||||
Пределы | -4-0 | -2-0 | -2-0 | -3 - (+3) | -4-0 |
Выявленное ранее накопление валовых форм тяжелых металлов и разнонаправленные изменения их подвижных запасов под влияни- [21] [22]
ем сельскохозяйственного использования осложняются агрогенными трансформациями экологической буферности черноземов к загрязнению (табл. 10.3).
Проведенный анализ парных объектов черноземов и массовых данных (Щербаков, Васенев, 1994) показывает широкое распространение агрогенного уплотнения, дегумификации, подкисления и деградации поглощающего комплекса черноземов ЦЧО.
Для анализа агрогенных изменений буферной способности черноземов к загрязнению тяжелыми металлами мы провели экспертную экологическую оценку равновесной плотности сложения, содержания гумуса, поглощенных оснований и обменной кислотности на основе имеющихся шкал этих параметров (Медведев, 1988; Химическое загрязнение почв... , 1991).
Совместный анализ отмеченных параметров (табл. 10.3) позволяет косвенно оценить не только аккумулирующую способность черноземов, но и их потенциальную деструкционную активность (Глазовская, 1988) - посредством высоких корреляционных связей с биологической продуктивностью и активностью микробиоты.
Проведенный анализ выявил преобладание случаев сильного снижения полной экологической буферности черноземов к загрязнению (ПЭБЗ). Это происходит, прежде всего, в результате их переуплотнения и дегумификации.
Известкование кислых почв способно резко повысить pH солевой вытяжки. Однако оно не оказывает существенного долговременного влияния на емкость поглощения и недостаточно распространено в ЦЧО. Сравнительный анализ массовых данных показывает продолжающееся увеличение площадей кислых почв в регионе - в среднем, на 0.6 % в год (Щербаков, Васенев, 1994).
Активное развитие процессов дегумификации, переуплотнения и подкисления черноземов (см. гл. 4, 5, 6) приближает их к пороговым значениям основных агроэкологических функций (Васенев, Букреев, 1993), в том числе и экологической буферности к загрязнению тяжелыми металлами.
Сравнительный анализ результатов разновременных обследований черноземов ЦЧО на содержание валовых форм тяжелых металлов выявил наличие процессов их аккумуляции в верхних горизонтах почвы. При этом, содержание меди, цинка и кобальта может достигать уровня слабого загрязнения относительно фона (кларка по Виноградову). Валовое содержание свинца и ртути в ряде объектов соответствует среднему уровню загрязнения. Средняя многолетняя скорость накопления меди и кобальта превышает 10 миллиКларков/год, а свинца - 25 миллиКларков/год. Сохранение современной тенденции накопления тяжелых металлов приведет к массовому загрязнению черноземов ЦЧО: свинцом - через 20-40 лет, медью и цинком - через 100-150 лет, кобальтом, молибденом и кадмием - через 200-400 лет. Существующая практика земледелия отрицательно влияет на содержание подвижных форм тяжелых металлов. В пахотных почвах ускоренно накапливаются свинец и медь, в тяжелосуглинистых черноземах и на двучленных породах - также никель. Содержание подвижных форм свинца и, реже, никеля может достигать уровня слабого и умеренного загрязнения. Агрогенное уменьшение содержания подвижных форм кобальта, марганца и цинка усиливает локально и регионально проявляющийся в ЦЧО дефицит этих микроэлементов. Широкое распространение имеет агрогенная деградация базовых свойств черноземов: плотности сложения, содержания гумуса, суммы поглощенных оснований и кислотности. Это обусловливает существенное снижение экологической буферности черноземов к загрязнению тяжелыми металлами. Проведенный анализ показал среднее снижение буферности пахотных черноземов на 15- 17 % по сравнению с контролем. Максимальное падение буферности составляет 30-35 %. Наблюдаемая агрогенная деградация экологической буферности черноземов ЦЧО резко обостряет проблему их загрязнения тяжелыми металлами. Необходимо проведение подробной систематизации и микрорайонирования черноземов ЦЧО по содержанию микроэлементов с учетом их провинциальных особенностей и экологической буферности. Они послужат основой для регионального экологического нормирования содержания тяжелых металлов, обоснования районированных кларков и шкал загрязнения провинциально-генетических подтипов черноземов различного гранулометрического состава и уровня деградации.
Еще по теме Глава 10. Загрязнение почв тяжелыми металлами:
- Глава IV. ГОСУДАРСТВЕННОЕ РЕГУЛИРОВАНИЕ ДЕЯТЕЛЬНОСТИ В ОБЛАСТИ ОБЕСПЕЧЕНИЯ ПЛОДОРОДИЯ ЗЕМЕЛЬ СЕЛЬСКОХОЗЯЙСТВЕННОГО НАЗНАЧЕНИЯ
- Г л а в а 21 ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ГЕОГРАФИЯ И ГЕОЭКОЛОГИЯ
- Введение
- Глава 10. Загрязнение почв тяжелыми металлами
- Загрязнение атмосферы тяжелыми металлами.