Экологическое районирование мелиорируемых агроландшафтов по уровню загрязнения почвы

ЭКОЛОГИЧЕСКОЕ РАЙОНИРОВАНИЕ МЕЛИОРИРУЕМЫХ АГРОЛАНДШАФТОВ ПО УРОВНЮ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОЧВЫ

Загрязнение природной среды в результате хозяйственной деятельности обуславливает необходимость не только отслеживания источника загрязнений, но и моделирование поведения загрязняющих веществ в экологической системе, проведение целенаправленных исследований. В этом плане весьма значимым является система критериев для оценки состояния окружающей природной среды.

Научные исследования этой проблемы направлены на установление критических значений для отдельных компонентов экосистемы, которые определяют область ее нормальных состояний. В связи с этим основная задача, которая решается при разработке экологического нормирования, заключается в определении множества таких значений, при которых экосистема не выходит из заданных состояний. Фактически возникает необходимость в определении предельно допустимых нагрузок.

Определение предельно допустимых нагрузок базируется на концепции устойчивости экосистем и связанных с нею принципах ранжирования нарушения экосистемы по глубине и необратимости. Для определения величины показателей экосистемы Y, соответствующих различным величинам антропогенной нагрузки Х на эту экосистему, в экспериментах исследуются функции Y=f (x). Как правило, эти связи нелинейные и, как указывают авторы работы [1], имеют форму логистической кривой и описываются функцией Ричардса (рис. 1).

Y (x) = a₁/ [1+b exp (-+ x]+ a_o, (1).

где, а ₁ — координата верхней асимптоты логистической кривой (х_max); а_о — координаты нижней асимптоты (х_min); b, , — коэффициенты, описывающие положение и крутизну логистической кривой.

Для выделения различных качественных состояний экологической системы, связанных с изменениями нагрузки на нее, принято выполнять анализ дифференциальных производных Y (х) [1].

Первая производная качества экосистемы от нагрузки имеет максимум (рис. 1, а), который нормирует зону экологического кризиса. Очевидно это критическая точка, характеризующая неустойчивое состояние экологической системы. Вторая производная d²Y²/dx² качества экологической системы имеет максимум и минимум (рис. 2, б).

В данном случае максимум следует рассматривать как критерий, нормирующий переход в зону экологического риска, а минимум — в зону экологического бедствия. Таким образом, основываясь на приведенных выше рассуждениях, авторы работы [1] предлагают выделить следующие уровни экологического состояния окружающей природной среды: нормальный (Н); рискованный (Р); кризисный (К) и бедственный (Б).

Каждому из уровней экологического состояния окружающей природной среды соответствуют определенные признаки потери экологического качества.

Рис. 1 — Формы зависимости дифференциальных производных качества экологической системы [1].

На нормальном уровне функционирования экосистемы (Н), как правило, признаки угнетения естественных и антропогенных биоценозов отсутствуют. экологическое районирование ландшафт агропромышленный Для рискованного уровня характерно заметное угнетение биоценозов, но при этом нет ограничений для производства сельскохозяйственной продукции, а признаки нарушений отдельных компонентов экосистемы носят обратимый характер.

На кризисном уровне биоценозы сильно угнетены. Производство сельскохозяйственной продукции неэффективно из-за низкого качества и пониженного плодородия почв, а окружающая природная среда не справляется с антропогенными нагрузками, а ее нарушения носят необратимый характер.

Для бедственного уровня окружающей природной среды характерна невозможность длительного существования искусственных насаждений. Имеются противопоказания по использованию земель для производства сельскохозяйственной продукции, а нарушения компонентов экосистемы исключают самовосстановление природной среды в целом, так как биопродуктивность земель нулевая.

Переходя от концептуально расширенной трактовки этого положения конкретно к сельскохозяйственному производству, можно сделать вывод о том, что высокие техногенные нагрузки на агроландшафты способствуют загрязнению воздуха, воды и почвы, что приводит к снижению продуктивности агроценозов. Это проявляется, в первую очередь, в падении урожайности и ухудшении качества продукции. Поэтому при разработке экологического нормирования с позиции интересов агропромышленного комплекса целесообразно остановиться на трех первых уровнях качества экологической системы. Графическая интерпретация данной гипотезы, которая разработана нами [2,3] и дополнена совместно с Ю. А. Мажайским, представлена на рис. 2, а.

Рис. 2 — Зависимость урожайности сельскохозяйственных культур от суммарного индекса загрязнения почвы.

Как видим, зависимость урожайности сельскохозяйственных культур от уровня загрязнения почвы носит нелинейный характер. Это подтверждают многочисленные исследования, выполненные в различных природно-климатических условиях. Анализируя первую производную функции у=f (Z), можно установить уровень загрязнения почвы тяжелыми металлами, соответствующий максимальной урожайности У_max. На рис. 2, а первое критическое значение индекса загрязнения обозначено Z_опт. При значениях Z Z_опт экологическая система функционирует нормально.

Таким образом, на первом уровне антропогенное воздействие на агроландшафт (агротехника, внесение удобрений, средств химической защиты растений и т. д.) способствует увеличению урожайности сельскохозяйственных культур, которая при значении индекса загрязнения почвы Z_опт достигает максимального значения У_max.

Из анализа рис. 2, а также следует, что при дальнейшем увеличении антропогенного воздействия урожай снижается. Снижение урожайности сельскохозяйственных культур сопровождается, как правило, ухудшением качества продукции растениеводства, т. е. при значениях Z Z_опт проявляется токсичное действие микроэлементов. В настоящее время опубликовано много работ о вредном действии тяжелых металлов на растения, однако, природа этих эффектов изучена еще недостаточно. Оценка токсичных концентраций и действия микроэлементов на растения очень сложная задача потому, что она зависит от множества факторов, которые нельзя сопоставить в единой линейной шкале.

Важным свойством растений является толерантность, т. е. способность сохранять жизнедеятельность в условиях избытка микроэлементов в почве. Высшие растения достаточно устойчивы к повышенным концентрациям микроэлементов, в том числе тяжелых металлов. Они способны накапливать эти металлы и развиваться на почвах с высоким уровнем загрязнения.

Развитие толерантности к металлам происходит довольно быстро и, как известно, имеет генетическую основу. Эволюционные изменения, вызванные тяжелыми металлами, обнаружены в настоящее время у большинства видов растений, произрастающих на загрязненных территориях.

Накапливаясь в растениях, тяжелые металлы делают продукцию растениеводства не пригодной к употреблению. По этой причине возникает необходимость нормирования их содержания в компонентах окружающей среды.

Нормативы токсичных веществ легче установить для гомогенных средств (вода, воздух) и значительно сложнее — для гетерогенных, к которым относятся почвы. Подтверждением этому являются разработанные предельно допустимые концентрации тяжелых металлов для воздуха, воды, продуктов питания и продолжающиеся дискуссии о подходах к разработке ПДК в почвах. Для определения предельно допустимых концентраций тяжелых металлов в почве имеет место не конкретное критическое значение, а скорее критическое поле значений, так как любой результат почвенных исследований носит вероятностный характер [4].

Для обоснования предельно допустимого уровня загрязнения почвы необходимы основные показатели количества и качества биологической продукции. При этом количество продукции может быть охарактеризовано урожайностью сельскохозяйственных культур, а качество — предельно допустимыми концентрациями загрязняющего вещества в растениях. Поэтому, исследуя транслокационные показатели, характеризующие переход загрязняющих веществ из почвы в растения, можно установить границу второго уровня функционирования экосистемы.

На рис. 2, а эта граница проходит через точку 2, которой соответствует уровень загрязнения почвы тяжелыми металлами Z_кр, а получаемый при этом уровне урожай У_кр по содержанию загрязняющих веществ не превышает предельно допустимых концентраций.

С учетом вышеизложенного можно отметить, что второму уровню функционирования экосистемы соответствует диапазон значений Z, изменяющихся в пределах от Z_опт до Z_кр, т. е. Z_опт< Z Z_кр Логика подсказывает, что этот уровень фукционирования экосистемы характеризуется как допустимый (Д).

При значениях Z>Z_кр продуктивность угодий резко падает. Кроме снижения урожайности ухудшаются и качественные показатели растениеводческой продукции, так как содержание загрязняющих веществ превышает ПДК. Этот уровень функционирования экосистемы правомочно охарактеризовать как критический (К). Для него необходимо разрабатывать модели реабилитации почв.

Изложенная выше методика нормирования загрязнения почвы тяжелыми металлами прошла апробацию на мелиорируемых агроландшафтах южной зоны Нечерноземья Российской Федерации. При этом было установлено, что автоматический перенос ее на мелиорируемые объекты Республики Беларусь приведет к погрешностям. Это потребовало проведения дополнительных исследований и, прежде всего, на агроландшафтах с крупными животноводческими комплексами, которые являются источниками загрязнения окружающей среды.

При разработке рабочей гипотезы исходили, прежде всего, из того, что тяжелые металлы неодинаково проявляют свое токсичное действие на растение. Был использован подход, который заключается в том, что экотоксиканты условно можно разбить на две группы: а — микроэлементы, имеющие важное жизненное значение; в — металлы, не имеющие важного жизненного значения.

Для металлов первой группы остаются в силе подходы к разработке нормирования, изложенные выше и предполагающие наличие трех уровней функционирования агроландшафтов (нормального, допустимого и критического).

В отношении металлов второй группы таких уровней можно выделить два — допустимый и критический (рис. 2, б). Это связано с тем, что металлы этой группы не имеют важного жизненного значения, а их наличие даже в незначительных количествах ухудшает качество продукции и наносит вред живым организмам, потребляющим ее. По мере того, как накапливаются факты отрицательного воздействия химических элементов на растительный и животный мир, эти вопросы становятся особенно актуальными, так как растения находятся в начале биохимической пищевой цепи.

Исследованиями [5,6] установлено, что внесение солей тяжелых металлов для создания различных уровней загрязнения почвы приводило к существенному увеличению содержания наиболее агрессивных (подвижных) форм цинка, меди, свинца. Разная по степени загрязнения дерново-подзолистая почва оказывала отрицательное влияние на урожайность зерна яровой пшеницы и зеленой массы горохоовсяной смеси. В среднем за два года исследований на максимально загрязненных фонах Zn, Cu, Pb снижение сбора зерна было в пределах 14−26%, а зеленой массы — 13−16%. Данные исследования подтверждают гипотезу об угнетающем действии загрязнения почвы на растения.

Чтобы получить критические значения по предложенным шкалам нормирования, были проанализированы производные функциональной зависимости урожайности (полученной в результате постановки опытов) от индекса загрязнения почвы тяжелыми металлами: У = ѓ(Z). Из условия равенства первой производной нулю установлены оптимальные (Z_опт) значения индекса загрязнения почвы, при которых достигается максимальная урожайность (У_max). Значение критической урожайности, при которой содержание экотоксикантов в выращенной продукции превышает ПДК, было установлено в результате анализа взаимосвязи содержания загрязняющих веществ в растениях с индексами загрязнения почвы. В табл. 1 приведены оптимальные и критические значения индекса загрязнения почвы и соответствующая этим значениям урожайность.

Таким образом, на формирование урожая сельскохозяйственных культур наряду с показателями тепловлагообеспеченности вегетационного периода оказывает влияние и уровень загрязнения почвы экотоксикантами, что проявляется в снижении урожайности многолетних трав на 14−35%. Эта закономерность наблюдалась для всех изучаемых элементов и особенно она выражена для свинца. Однако при орошении стоками свиноводческого комплекса снижение урожая было меньшим по сравнению с орошением природной водой и составляло 11−22%.

Таблица 1 — Значения индекса загрязнения почвы и соответствующая ему урожайность многолетних трав

Уровень загрязнения почвы оказывал влияние и на содержание тяжелых металлов в растительных образцах. С увлечением концентрации экотоксикантов в почве пропорционально возрастало содержание их в растениях. Вместе с тем при орошении стоками свиноводческих комплексов накопление изучаемых элементов в растениях было ниже по сравнению с орошением природной водой в среднем на 10−15%. Это дает основание утверждать, что орошение стоками свиноводческих комплексов оказывало положительное влияние на продуктивность сельскохозяйственных растений. Наряду с этим необходимо также отметить, что снижение урожайности предполагает необходимость уточнения критериев оптимальности водного режима почв, что имеет важное значение в условиях его регулирования путем орошения. Причем последнее обстоятельство продиктовано необходимостью рационального использования природных ресурсов и, как будет показано далее, приводит к экономии материальных и энергетических ресурсов.

• 1. Оценка экологического состояния почвенно-земельных ресурсов и окружающей природной среды Московской области / Под ред. Г. В. Добровольского, С. А. Шобы. — М., МГУ, 2000. — 221 с.
• 2. Желязко В. И. Пути повышения экологической устойчивости мелиорируемых агроландшафтов // Вестник Белор. гос. сельхоз. академ. — 2003. — № 1. — С. 46−49.
• 3. Рекомендации по проведению эколого-мелиоративных мероприятий рекультивации техногенно загрязненных и деградированных культурных ландшафтов. — Рязань, 2002. — 141 с.
• 4. Черных Н. А., Милащенко Н. З., Ладонин В. Ф. Экотоксикологические аспекты загрязнения почв тяжелыми металлами. — М.: Агроконсалт, 1999. — 176 с.
• 5. Ильин В. Б. Буферные свойства почвы и допустимый уровень ее загрязнения тяжелыми металлами // Агрохимия. — 1997. — № 11. — С. 65−70.
• 6. Цыганов А. Р., Вильдфлуш И. Р., Поддубная О. В., Каль М. Н. Приемы по снижению подвижности тяжелых металлов в почве и накоплению их в растениеводческой продукции // Природные ресурсы. — 1998. — № 4. — С. 81−85.