Дипломная работа: Вплив мінерального добрива на екологію ґрунтів Білоцерківського району
За розмірами надходження в агроекосистеми з мінеральними добривами хімічні елементи 1 класу небезпечності можна розмістити у низхідній послідовності: F> Pb> As> Cd (рис.4).
Визначення загального рівня надходження хімічних речовин у агроекосистеми ще не дає можливості провести об'єктиву оцінку небезпечності такого процесу. Для встановлення фактичного рівня небезпечності забруднення хімічними речовинами природних екосистем М. Глазовський [17] запропонував використовувати модуль техногенного геохімічного тиску, що показує кількість речовини, яка у певному регіоні переходить із техногенних потоків у природні. Модуль розраховують за співвідношенням мобілізованої речовини до площі регіону:
Dm= T/S,
де Dm - модуль техногенного геохімічного тиску, г/га-рік; Т - мобілізована речовина, г; S - площа, га.
Розраховані М. Глазовським середньозважені модулі техногенного тиску для низки ХЕ становлять:
F, Pb, Zn, Cu - 100-1000 г/га-рік;
As, Cd, Ni - 10-100 г/ га-рік;
Co - 1-10 г/га-рік.
Виконані за таким принципом розрахунки показали, що рівень техногенного геохімічного тиску Cd, Pb, As і F найвищий для агроекосистем Полісся, Dm Cd для них коливається в межах 0,63-1, 20, DmPb - 4,31-8,29, DmAs - 1,55-3,64, DmF - 2207-6259 г/га-рік. Для областей Лісостепу модуль техногенного геохімічного тиску дещо нижчий. Найменший тиск БАЕ при застосуванні мінеральних добрив спостерігали в агроекосистемах Степу, де DmCd коливався у межах 0,57-0,78; DmPb - 2,53-3,94; DaAs - 1,34-1,89; DmF - 1799-3001 г/га-рік (додаток 2). Така залежність пов'язана як з рівнем застосування мінеральних добрив та їхнім асортиментом, так і з величиною площі сільськогосподарських угідь деяких областей.
При застосуванні мінеральних добрив у різних природно-кліматичних зонах України величина Dm для більшості елементів - у межах середнього. Винятком, як правило, є фтор, для якого модуль техногенного геохімічного тиску становить 2700 - 2900 г/га-рік, при середньому рівні 100-1000 г/га-рік. Це свідчить про те, що мінеральні добрива є активним антропогенним джерелом фтору в довкіллі. При їх застосуванні відбувається перерозподіл фтору між літосферою і педосферою з явною тенденцією нагромадження у ґрунтах сільськогосподарського використання (рис.5).
|
У межах окремого поля, яке може виступати як складова частина єдиної агроекосистеми, мінеральні добрива є істотним, але не єдиним джерелом токсичних елементів. У стаціонарному досліді Інституту землеробства УААН на темно-сірому опідзоленому ґрунті було вивчено обсяги надходження БАЕ з традиційними мінеральними добривами: аміачною селітрою, суперфосфатом простим гранульованим і калійною сіллю, а також з органічними добривами і меліорантами.
Участь азотних, фосфорних, калійних, органічних добрив та меліорантів у надходженні As, Cd, Pb, F у ґрунт залежить від системи удобрення. При мінеральній системі удобрення зернових культур (пшениця озима, ячмінь) найістотнішим джерелом БАЕ є фосфорні добрива - кількість елементів, що з ними надходить, становить 44,7 - 92,7% загальної (Рис.6). При органо-мінеральній системі удобрення в ґрунт з органічними добривами надходить близько 86% загальної кількості БАЕ. Співвідношення між надходженням Cd з фосфорними і органічними добривами становить близько 1: 2, Pb і As - 1: 10 (рис.7).
Близько 70% БАЕ надходить в агроекосистеми з фосфорними добривами, з азотними - близько 12, калійними - 6, вапняковими матеріалами - 13%.
Органічні добрива відіграють роль біоконцентраторів і рециркуляторів БАЕ в агроекосистемах, з ними в грунт надходить близько 60% загальної кількості БАЕ [18]. Використання низькоконцентрованих фосфорних добрив може у кілька разів збільшувати надходження БАЕ в агроекосистеми.
Рисунок 6. Мінеральна система удобрення.
Рисунок 7 Органо-мінеральна система удобрення.
1.2.3 Вплив мінеральних добрив на стан природних вод
Використання мінеральних добрив може істотно змінювати біогеохімічний колообіг речовин, що нерідко призводить до загострення екологічних проблем, у тому числі зумовлених станом підземних та поверхневих вод. За даними Й. Гриба, М. Клименка, В. Сондак [19], питома вага поверхневого стоку за лімітуючих джерел забруднення з сільськогосподарських угідь становить 0,25 од., в тому числі токсичних речовин - 0,40, з урбанізованих територій - 0,12 од. У Швеції понад 70% азоту і 50% фосфору надходить у водоймища з сільськогосподарських угідь; у США знайдено високі концентрації азоту (10 мг/л) у річках, що протікають через аграрні райони; У Німеччині 54% азоту надходить у водоймища з сільськогосподарських угідь, 24 - з промисловими скидами і лише 22% - з побутовими стоками. До речовин, що являють загрозу природним водам, належать біогенні елементи і передусім сполуки азоту, а також ВМ, фтор, хлор та ін. [20].
Біогенні та токсичні елементи у природні води можуть надходити внаслідок як горизонтальної, так і вертикальної міграції. Контроль і запобігання цим процесам нині є важливим завданням.
Вертикальна міграція. Вважають, що одним з небезпечних видів забруднення водних джерел є забруднення сполуками азоту. Нітратний азот здатний вимиватися з інфільтраційними водами на значну глибину. Дослідженнями, проведеними на чорноземі опідзоленому при тривалому застосуванні добрив (35 років) було встановлено вимивання нітратів на глибину близько 10 м з максимумом нагромадження на глибині 2-4 м [21].
Вимивання з ґрунту іншого біогенного елемента - калію, залежить від типу ґрунту, водного режиму ґрунту, резервів калію у ґрунті, процесів мобілізації та фіксації калію. Максимальне вимивання калію при внутрішньоґрунтовій міграції на різних типах ґрунтів безпосередньо з калійних добрив становило 21-30 кг/га, а відносна величина - 21 - 25% внесеної дози. Виявлено, що калію вимивається менше, ніж Са2+ і Mg2+ і більше, ніж Na+ і NH4+, а вимивання аніонів, з якими мігрують катіони, підпорядковано такій залежності Сl - > SO42 - > NO3 - > РО43 - [21].
Горизонтальна міграція. Переміщення речовин з водними потоками - найголовніший механізм горизонтального перерозподілу хімічних речовин у агроландшафті. Серед усіх видів горизонтальної міграції найбільшого значення в обміні речовин набули процеси поверхневого водного стоку. Останні 20 років надходження біогенних речовин з поверхневим стоком у водосховища Дніпра збільшилося удвічі [19, 22]. При цьому частка сільгоспугідь у надходженні загального азоту становить 70%, мінерального фосфору - 36%. Внаслідок виносу добрив формується 11% річного стоку хлоридів, 3 - сульфатів, 8 - натрію, калію, 7 - нітратів, 11 - нітритів, 8% - фосфатів. Більшість басейнів малих річок, особливо в зоні Лісостепу і Степу України, продовжують зазнавати доволі великого антропогенного навантаження в результаті сільськогосподарського виробництва.
Поряд з процесами забруднення водоймищ токсичними елементами і сполуками, важливе значення має вплив мінеральних добрив на процеси евтрофікації. Поверхневий стік біогенних елементів мінеральних добрив активізує процеси евтрофікації. Найрозповсюдженішим проявом евтрофікування водоймищ є цвітіння води. Воно властиве всім гіпертрофним водоймам і зумовлено масовим розвитком синьо-зелених ціанобактерій, які продукують токсини. Токсини синьо-зелених ціанобактерій належать до високотоксичних природних сполук, які діють на центральну нервову систему, а також порушують вуглеводневий та білковий обмін [23].
Токсична дія вод евтрофікованого водоймища може бути зумовлена також нагромадженням нітратів і нітритів. У період активної життєдіяльності та після відмирання водорості поповнюють водоймище значною кількістю азотвмісних речовин, у тому числі й біологічно активними амінами. Останні, при взаємодії з нітратами і нітритами утворюють висококанцерогенні нітрозаміни.
1.2.4 Вплив мінеральних добрив на біологічні об’єкти
Мінеральні добрива суттєво впливають на гігієнічну якість сільськогосподарських культур.Ю. Алексеєв [12] повідомляє, що застосування мінеральних добрив без урахування вмісту макро - і мікроелементів у ґрунті може призвести до прихованих форм ендемій, у результаті створення екстремальних умов для проявлення дефіциту деяких елементів, необхідних для функціонування організму. Агрохімічною наукою нагромаджено велику кількість даних про прямий зв'язок між застосуванням азотних добрив і нагромадженням надлишкової кількості нітратів у сільськогосподарських рослинах [2, 4, 25].
В. Ладонін [26] на основі узагальнення результатів дослідів, проведених установами Географічної мережі дослідів Росії, робить висновок, що, в цілому, є достатньо тісний зв'язок між вмістом рухомих форм ВМ у ґрунтах і нагромадженням їх рослинами.
Узагальнення результатів багатьох наукових досліджень дає змогу виділити основні негативні ефекти, що виникають при застосуванні мінеральних добрив: забруднення верхніх шарів ґрунту потенційно небезпечними ВМ, галогенами, радіонуклідами тощо; зміна кислотно-основних властивостей ґрунту при застосуванні мінеральних добрив; вплив на біологічну активність ґрунту; активізація процесів міграції токсичних і біогенних елементів у горизонтальному та вертикальному напрямах. Зміни, що відбуваються у ґрунті, спричиняють певні порушення у суміжних компонентах агроекосистеми. Через ґрунт мінеральні добрива опосередковано впливають на фізіологічні процеси у рослинах, що стає причиною погіршення їхньої гігієнічної якості. Вони також активізують процеси міграції, що призводить до погіршення якості ґрунтових вод, а також вод наземних водоймищ із впливом на екотоксикологічний стан водних екосистем.