Мета роботи - провести агроекологічну оцінку основних видів мінеральних добрив для прогнозування можливих негативних наслідків їх вплив на ґрунтову систему та водні об’єкти як суміжні складові агро екосистеми.

Методи досліджень - узагальнення літературних і фондових джерел, методи системного аналізу.

Проведено збір, систематизація і узагальнення літературних і фондових джерел та власн результати досліджень щодо агроекологічного

Коротко описані відомості:

про стан земельних ресурсів Білоцерківського району - площі земель, сільськогосподарські угіддя,;

про основні забруднювачі (кількість внесених пестицидів та агрохімікатів);

про можливе надходження токсичних елементів з мінеральними добривами у грунт та водні об’єкти.

Ключов слова:

агроекологія, антропогенні фактори, важкі метали, водний об’єкт, ґрунт, добрива, забруднювач, забруднення ґрунтів, токсичний елемент, час досягнення критичної концентрації.

Вступ

Щорічна потреба сільського господарства України в різних за призначенням і біологічною активністю мінеральних добривах становить близько 8 млн. т. За даними В.В. Медведєва та М.В. Лісового при потребі 2400 тис. т рівень застосування азотних добрив становить 413,1 тис. т, фосфорних відповідно - 2300 тис. т і 103,7 тис. т, калійних - 1900 тис. т і 45,3 тис. т [1].

Промисловість часто пропонує в якості добрив побічні продукти виробництва, обґрунтовуючи це відповідною кількістю елементів живлення. Дефіцит мінеральних добрив останніми роками і невисока собівартість таких відходів сприяє їхньому активному використанню у сільськогосподарському виробництві. Інший шлях розв'язання проблеми - імпорт сировини. Так, для виробництва фосфорних добрив 1995 р. було запропоновано імпортувати туніські, алжирські, марокканські, ізраїльськ фосфорити, ціни на які були у 1,5 рази нижчими за російські, але з неприпустимо високим вмістом токсичних домішок, зокрема кадмію.

Нестача мінеральних добрив з одного боку, і використання неякісних високо баластних видів, з іншого, потребують розв'язання комплексної проблеми: забезпечити сільське господарство України достатньою кількістю мінеральних добрив попередити можливі негативні наслідки їхнього застосування забороною використання низькоякісних видів.

Регламентація безпечного застосування добрив, утилізація їхніх відходів потребує організац чіткої системи контролю якості і відповідності мінеральних добрив безпечност для здоров'я людини і навколишнього середовища та розробки науково обґрунтованих вимог до оцінки небезпечності добрив у процесі виробництва застосування у сільському господарстві.

Мета досліджень - провести агроекологічну оцінку основних видів мінеральних добрив для прогнозування можливих негативних наслідків їх впливу на ґрунтову систему та водні об’єкти, як суміжні складові агро екосистеми.

Об’єкти досліджень - мінеральні добрива та їх складові - хімічні речовини, що становлять потенційну загрозу для людини і природних екосистем.

Предмет досліджень - опанування методики агроекологічної оцінки мінеральних добрив за показниками впливу на екологічний стан грунту та водних об’єктів.

Завдання досліджень

охарактеризувати звітні дані (за останні 10-15 років) стану ґрунтів та водних об’єктів Білоцерківського району;

проаналізувати звітні дані застосування добрив та пестицидів (за останні 10-15 років), як основних забруднювачів агро екосистем у сфері сільськогосподарської діяльності. Провести розрахунки щодо прогнозування впливу основних видів мінеральних добрив;

а) розрахувати показники фактичного надходження токсичних елементів з встановленими видами добрив;

б) розрахувати можливе додаткове надходження токсикантів з добривом у ґрунтову систему;

в) встановити час досягнення критичної концентрації у ґрунті елементів, що підлягають контролю;

провести розрахунки щодо прогнозування надходження біогенних і токсичних елементів з основними видами мінеральних добрив у водні об’єкти: концентрацію хімічних елементів у стоці, винос хімічних речовин з річковим стоком, концентрацію хімічних елементів у верхньому шарі водної товщі;

оцінити безпечність (ризик) застосування основних видів добрив за певними хімічними елементами.

Методи досліджень - узагальнення літературних і фондових джерел, методи системного аналізу.

Результати досліджень були оприлюднені на VI державній науковій студентській конференц Екологічні проблеми України та шляхи їх вирішення" (Біла Церква, 2007).

За результатами виконаних досліджень опубліковано 1 наукову працю.

1. Огляд літератури

1.1 Класифікація мінеральних добрив за впливом на агроекосистему

Мінеральн добрива - це екзогенні хімічні сполуки, за своїм складом поділяють на прості (містять лише один компонент із головних елементів живлення) і комплексні (містять не менше двох головних елементів живлення). Прості мінеральні добрива, залежно від елементу живлення, поділяють на азотні, фосфорні, калійні, магнієві, сірчан тощо, а комплексні - на складні, складно-змішані і змішані. За характером безпосередньої дії на ґрунт і рослини мінеральні добрива класифікують як фізіологічно й біологічно кислі, хімічно й фізіологічно лужні та фізіологічно нейтральні [2].

В основі класифікації мінеральних добрив за ступенем небезпечності лежить структура показників, яка враховує їхній вплив на екотоксикологічний, агрохімічний, гідрохімічний стан агроекосистеми. У межах визначених показників мінеральні добрива поділяють на 4 класи небезпечності (згідно з рекомендаціями ВООЗ щодо поділу хімічних речовин): І - високонебезпечні; II - небезпечні; III - помірно небезпечні; IV - малонебезпечні. Діапазон показників у межах класів небезпечності визначають за існуючими українськими і міжнародними нормативами (додаток 1).

Розроблена класифікація мінеральних добрив дає можливість провести їхню агроекологічну оцінку, визначити можливі негативні впливи і вчасно ввести обмеження на використання у сільськогосподарському виробництві добрив, які не відповідають певним екологічним нормативам.

При вивченні адитивних ефектів, ступінь стійкості агроекосистеми щодо хімічних речовин-забруднювачів оцінюють для конкретної речовини, джерелом якої може виступати мінеральне добриво. За М. Глазовською розрізняють [3]:

педохімічно активні речовини, які створюють кислотно-основні та окисно-відновні умови в рунті і впливають таким чином на загальний стан ґрунтової системи (переважно макроелементи та їхні сполуки - NO3--, SO42--, Сl-, Na+);

біохімічно активні речовини, які передусім впливають на живі організми мікрофлору, рослини, тварини (As, Cd, Pb, Cr, Zn, Ni, Cu, Sn, Hg, F - тощо);

речовини, здатні перебувати в ґрунті у таких формах, що призводить до їхньої міграції в поверхневі, ґрунтові та підземні води (NO3-, SO42-, Сl-, F-, Cd, Zn тощо).

За класифікацією В. Патика та Н. Макаренко [4] мінеральні добрива залежно від особливостей впливу на агроекосистему поділяються на (рис.1):

директивно (прямої) дії - негативний вплив на природне середовище спричинений токсичними домішками мінеральних добрив, серед яких найнебезпечнішими є ВМ, галогени, радіонукліди тощо, які і є безпосередніми забруднювачами (до цієї групи насамперед належать фосфорні добрива);

індирективно (непрямої) дії - негативний вплив на природне середовище відбувається внаслідок фізико-хімічних властивостей мінеральних добрив, які в ґрунті проявляють себе як хімічно, фізіологічно, біологічно кислі (лужні) і певним чином впливають на стан ґрунтового комплексу. При цьому змінюється реакція ґрунтового розчину, направленість процесів синтезу та розпаду гумусових сполук, активність біохімічних, мікробіологічних та інших процесів. Тим самим, зазначені добрива змінюють рухомість біогенів та токсикантів і можуть активізувати процеси міграції останніх у системах "добриво-ґрунт-рослина", "добриво-ґрунт-природн води". До таких добрив, передусім, належать азотні, які здебільшого фізіологічно кислими або лужними.

Рис.1. Поділ мінеральних добрив за особливостями впливу на ґрунтову систему

Наведений поділ певною мірою умовний. Зокрема, фосфорні добрива можуть змінювати реакцію рунтового розчину, але цей вплив не такий значний, як азотних добрив. Азотн добрива можуть бути джерелом токсичних елементів, хоча значно меншою мірою, ніж фосфорні. Слід зазначити, що згідно з наведеним групуванням, більшість калійних комплексних добрив займає проміжне положення

1.2 Вплив мінеральних добрив та їх компонентів на довкілля

1.2.1 Вплив мінеральних добрив на кислотно-основні властивості ґрунту

Нин агрохімічна наука має більш ніж достатньо доказів того, що під дією мінеральних добрив відбуваються зміни кислотно-основних властивостей ґрунтів [5-7].

В основі негативного впливу мінеральних добрив на кислотно-основні властивост рунту лежить процес біологічного окислення азоту й утворення кислот (у прикладі з сульфатом амонію - HNO3 і H2SO4). У рунті кислоти нейтралізуються, вступаючи у взаємодію з бікарбонатами ґрунтового розчину і катіонами вбирного комплексу [8].

Через деякий час у ґрунтовому вбирному комплексі, крім Н+ з'являється обмінний Аl3+, який токсичний для багатьох рослин. Вже при концентрації у розчині 2 мг/л А1 спостерігають різке погіршення розвитку кореневої системи, порушується вуглецевий, азотний, фосфатний обмін у рослинах. Вищі концентрації алюмінію призводять до різкого зниження врожаю зернових культур і навіть їхньої загибелі.

Нин у науковій літературі нагромаджено великий обсяг даних [9 -11], які свідчать, що підвищення кислотності ґрунтового розчину може істотно впливати на рухомість у ґрунті багатьох хімічних елементів, у тому числі токсичних, тим самим активізуючи перехід їх у рослини та міграцію за профілем ґрунту. У кислих рунтах (рН<6,5) рухомість таких елементів як Zn, Mn, Cu, Fe, Co, В та ін. значно збільшується. Вплив мінеральних добрив на геохімічні властивості ґрунтів проявляється не стільки у привнесенні низки елементів-забруднювачів, скільки у зміні особливостей міграції окремих груп ВМ, що зумовлює їхню рухомість. За даними тривалих дослідів Центральної дослідної станції Всеросійського інституту добрив і агрохімії [10], зменшення рН на 1,8-2,0 одиниці призвело до збільшення рухомості Zn у 3,8-5,4 рази, Cd у 4-8, РЬ - у 3-6 і Сu у 2-3 рази. При використанні азотно-калійних добрив величина рН знизилася на 0,1-0,2 одиниці, а коефіцієнт рухомості у ґрунті підвищився: Zn - з 13,4 до 19%, Сu - з 2,6 до 4,7, РЬ - з 5,0 до 7,4, Cd - з 19,6 до 28,3%.

Змінюючи реакцію ґрунтового розчину, мінеральні добрива призводять до підвищення рухомості токсичних елементів і опосередковано діють на процеси переходу їх у рослини: зниження рН водної витяжки з 6,5 до 4,0 підвищує забруднення рослин токсичними елементами з 4 до 20 разів [4].

Найактивніше надходження ВМ із ґрунту в рослини відбувається за кислої реакції ґрунтового розчину, що підтверджується результатами досліджень, проведених у тривалих дослідах з Cd, Pb, Ni, Cr, на різних ґрунтових відмінностях. Вапнування внесення у ґрунт інших природних сорбентів дає змогу активно впливати на ц процеси. Але підвищення рН з метою зниження вмісту ВМ (зокрема кадмію) у продукції рослинництва ефективне не для всіх видів рослин. Ю. Алексєєвим [12] було встановлено, що вапнування призводило до надходження кадмію у рослини ячменю бобових культур.

Серед традиційних мінеральних добрив, які можуть активно впливати на кислотно-основн властивості ґрунту, найбільшою активністю характеризуються азотні, серед яких ті, що зміщують рівновагу ґрунтового розчину в бік: підкислення - аміачна селітра NH4NO3, аміак рідкий NH3, аміак водний NH4OH, сульфат амонію (NH4) 2SO4, сульфат амонію-натрію (NH4) 2SO4+Na2SO4, хлористий амоній NH4C1, сечовина (карбамід) CO (NH2) 2; підлуження - натрієва селітра NaNO3 (16% N), кальцієва селітра Ca (NO3) 2-3H2O (17,5% N) [7].

На кислотно-основні властивості ґрунту, хоча і меншою мірою, впливають також калійні і фосфорні добрива. Серед калійних добрив на першому місці калімагнезія K2SO4 MgSO4; на другому - K2SО4 на третьому - КС1. Калійні добрива, де присутній іон SO42-, спричиняють збільшення розчинності алюмінію, й обмінна кислотність зумовлена саме його вмістом. Фосфорні добрива здебільшого мало впливають на зміну кислотно-основних властивостей ґрунтів - вони здатні спричиняти лише слабке підкислення (суперфосфати), або дещо знижувати кислотність ґрунту (преципітат, мартенівський шлам, знефторений фосфат, фосфоритне борошно) [7].

1.2.2 Біогеохімічний колообіг та забруднення полютантами верхніх шарів ґрунту внаслідок застосування мінеральних добрив

Використання мінеральних добрив може істотно змінювати біогеохімічний колообіг речовин (рис.2), що нерідко призводить до загострення екологічних проблем [4, 11, 13].

Використання мінеральних добрив сприяє включенню біологічно активних елементів (БАЕ) у різн типи міграції, які послідовно змінюються. При видобуванні і виробництв мінеральних добрив БАЕ включаються у техногенну міграцію, при застосуванні - у біогенну. Усі ці типи міграції є складовими єдиного біогеохімічного колообігу хімічних елементів у біосфері. Аналіз надходження БАЕ в агроекосистеми різних рунтово-кліматичних зон України свідчить, що найбільша їхня кількість надійшла з мінеральними добривами у зоні Лісостепу протягом 1966-1980 pp., а з 1980 по 1990 pp. - у зоні Степу (рис.3).

Хоча наявність у мінеральних добривах домішок ВМ є фактом встановленим, але нформація щодо забруднення ґрунту цими елементами в результаті застосування мінеральних добрив носить дещо суперечливий характер.

Рис.3.

Результати багатьох досліджень [4, 5, 11] засвідчують, що добрива не є істотним джерелом ВМ, і при застосуванні їх не відбувається істотного підвищення вмісту ВМ у рунті, але на відміну від інших хімічних сполук, які підлягають процесам деструкції, кількість їх з часом у довкіллі збільшується, біокумуляція ВМ у ланцюгах екосистем дуже висока. На думку Н. Мілащенка [14], людина, що знаходиться на вершині трофічного ланцюга може одержувати продукти з концентрацією токсикантів у 100-10 000 разів вищою, ніж у ґрунті, а період напіввиведення дорівнює сотням років (Cd - 110, Zn - 510, Cu - 1500, Pb - кілька тисяч років). Щороку з мінеральними добривами вноситься 2150 кг кадмію. Крім того, добрива, змінюючи агрохімічні властивості ґрунту, можуть впливати на рухомість ВМ у ґрунті та надходження їх у рослини.

Поступово нагромаджено дані, які свідчать, що при систематичному застосуванні добрив спостерігають тенденції до підвищення валового вмісту ВМ, на фоні чого відбувається істотне збільшення кількості їхніх рухомих сполук у ґрунті. Так, Ю. Потатуєвою зі співробітниками [15] встановлено, що систематичне тривале (60 років) застосування баластних та концентрованих мінеральних добрив на дерново-підзолистому ґрунті призвело до нагромадження рухомих форм Cd, Mn, Мо.

Як правило, внесення азотних добрив призводить до підвищення рухомості Mn, Fe, Zn, Cd у ґрунтах і практично не змінює рухомості Сu і Ni, a рухомість РЬ при цьому знижується. Фосфорні добрива зменшують рухомість ВМ у ґрунті в результат утворення важкорозчинних фосфатів металів. Калійні добрива менше, ніж азотн фосфорні впливають на зміну рухомості металів.

Низкою досліджень показано, що внаслідок тривалого застосування мінеральних добрив у рунті відбувається інтенсивне нагромадження фтору. Доведено, що з фосфорними добривами у ґрунт надходить 2 - 12 кг/га фтору на рік: при внесенні 60 кг/га Р2О5 у вигляді суперфосфату до ґрунту може надійти 6-8 кг фтору; внесення 40 кг фосфору у вигляді амофосу супроводжується внесенням 7 кг/га фтору; з кожною тонною фосфоритного борошна - 19-37 кг фтору. Слід зазначити, що застосування фосфорних добрив призводить не лише до підвищення загального вмісту фтору у рунті, але й до погіршення біологічної активності ґрунту та швидкого нагромадження фтору безпосередньо доступного рослинам, яке, може становити 90%, порівняно з контролем.

У підвищених кількостях хлор негативно впливає на сільськогосподарські рослини. Характер його дії проявляється у зниженні кількості хлорофілу у листі, інтенсивност фотосинтезу, погіршенні водного режиму і транспірації [2]. Хлор має високу здатність до горизонтальної та вертикальної міграції, поряд з цим він може рухатися з висхідними токами води [9]. Негативна дія хлору найбільше проявляється на піщаних ґрунтах, які мають підвищену кислотність. На дерново-підзолистих ґрунтах в орному шарі при внесенні калійних добрив, що містять хлор, вміст цього елемента може зростати на 60-290% залежно від виду культури, умов зволоження та інших факторів [4].

Мінеральн добрива, що містять фосфор, можуть призводити до збільшення у землях сільськогосподарського використання хімічних елементів, які мають природну радіоактивність. Відомо, що у деяких штатах США концентрація урану-238 у рунтах за 80 років застосування фосфорних добрив збільшилася удвічі. Подібне явище спостерігали також у Німеччині, де на окультурених ґрунтах вміст природнорадіоактивних елементів (урану і радію) на 6-9% вище, ніж на неокультурених. У ґрунт з простим суперфосфатом надходить значна кількість стабільного стронцію [16].

Серед хімічних елементів І класу небезпечності (Cd, Pb, As, F), що надходять у агроекосистеми з мінеральними добривами, найбільше внесено фтору. Його кількість, що надходить на сільськогосподарські угіддя у цілому по Україні у різні періоди, може коливатися в межах 89-340 тис т. Надходження свинцю дещо менше - 54-560 т, кадмію та миш'яку - 7,2-91,5 і 19,2-27,6 т відповідно.

За розмірами надходження в агроекосистеми з мінеральними добривами хімічн 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 да 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.

Розрахован 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.

Виконан 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, 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).

Рис. 4.

У межах окремого поля, яке може виступати як складова частина єдино 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 калійною сіллю, а також з органічними добривами і меліорантами.

Участь азотних, фосфорних, калійних, органічних добрив та меліорантів у надходженн As, Cd, Pb, F у ґрунт залежить від системи удобрення. При мінеральній систем удобрення зернових культур (пшениця озима, ячмінь) найістотнішим джерелом БАЕ 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%.

Органічн 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 висок 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].

Біогенн 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 забруднення сполуками азоту. Нітратний азот здатний вимиватися з нфільтраційними 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+ 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 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 нітритами утворюють висококанцерогенні нітрозаміни.

1.2.4 Вплив мінеральних добрив на біологічні об’єкти

Мінеральн 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 негативн 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 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 гігієнічно 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.

2. Матеріал та методика досліджень

2.1 Місце та умови проведення досліджень

Територія Білоцерківського району знаходиться у лісостеповій зоні правої сторони басейну річки Дніпро, південно-західної частини Київської області. Рельєф регіону відноситься до ерозійно-акумулятивного типу. Північна частина його має слабко хвильовий рельєф із неглибокими річковими долинами. Південна частина району більш рівнинна, що зумовлює схильність до розвитку водної ерозії.

Найбільш поширеними ґрунтами регіону являється чорноземи типові малогумусні (85%), темно-сірі опідзолені (5%), лугові чорноземи (3,5%), супіщані та піщані (2,5%), болотні та інші (3%).

Білоцерківський район Київської області знаходиться в межах помірно - континентального типу клімату, характерною ознакою якого є тепле та вологе літо, а також прохолодна зима з невеликою кількістю снігу (в останні роки). Середня температура січня −6°, липня +19,5°. Тривалість вегетаційного періоду 198-204 дні. Сума активних температур поступово збільшується з Півночі на Південь від 2480 до 2700°. За рік на території області випадає 500-600 мм опадів, головним чином влітку.

Переважаючі ґрунтові відміни - дерново-підзолисті, опідзолені чорноземи, темно-сірі і світло-сірі лісові ґрунти, глибокі малогумусні чорноземи, в долинах рік - дерново-глеєві, лучні й болотні ґрунти. Зустрічаються лучно-чорноземні, лучні солонцюваті, солончакові і болотні солончакові ґрунти.

З корисних копалин виявлен розробляються переважно мінеральні будівельні матеріали: граніти, гнейси, каолін, глини, кварцеві піски. Є невеликі поклади торфу. Є джерела мінеральних радонових вод.

Внаслідок густої мережі річок, озер і ставків Білоцерківський район характеризується як багатоводний. По території району протікають: р. Рось - 54.8 км., р. Протока - 23,2 км., р. Красна - 8,9 км., р. Сквирка - 7,8 км., р. Кам'янка - 20,2 км., р. Узинка - 16,5 км., р. Насташка - 9,3 км., джерела мають протяжність 9,6 км. Притоки річок складають 71 км., ставки займають 175 га., рибкомбінатовські водойми 871 га. На територіі району є 5 водосховищ: Глибочанське - 757,7 га., Середнє - 165 га., Шкарівське - 71 га., Блощинське - 90 га., Матюшанське - 78 га. Глибочанське водосховище служить основним водопостачальником питної води для м. Біла Церква.

2.2 Методика проведення досліджень

Основою для написання підрозділу 3.1 дипломної роботи стали збір, обробка та систематизація матеріалів річних звітів Районної відділу екологічної інспекц м. Біла Церква. Підрозділи 3.2 та 3.3 написані за результатами власних досліджень.

Прогнозування надходження біогенних і токсичних елементів з мінеральних добрив у ґрунт [27, 28]

Прогнозування ризику застосування мінеральних добрив основане на визначенні часу досягнення критичної концентрації у ґрунті елементів, що підлягають контролю.

Проведення розрахунків Тк дає можливість оцінити потенційну небезпеку виду мінерального добрива і, у разі потреби, вжити необхідних заходів для поліпшення його якісного складу або обмежити його використання в умовах нестійких екосистем.

Відношення вмісту токсичних елементів у ґрунті при застосуванні мінерального добрива до хнього фонового вмісту (контрольний варіант) можна використовувати як показник екологічного стану ґрунтової системи. Відомо, що забрудненим можна вважати такий ґрунт, в якому вміст токсичного елемента перевищує фоновий уміст у 2-3 рази.

Час досягнення критичної концентрації токсикантів у ґрунті (Тк) являє собою відношення можливого додаткового надходження токсичних елементів з добривом (А) до фактичного (G): TK = A/G.

Можливе додаткове внесення токсичних елементів у ґрунт з добривом може бути розраховано як щодо рівня ГДК, так і щодо фонового вмісту ХЕ у ґрунті: А = (ГДК - F) 3 000 000 kt;

А = 2F 3 000 000 kt;

де А - можливе додаткове внесення токсичних елементів у ґрунт з добривом, мг/га; ГДК - граничнo допустима концентрація, мг/кг (додаток 3); F - фоновий вміст токсичного елемента у ґрунті, мг/кг; 3 000 000 - маса орного шару ґрунту в перерахунку на суху речовину, кг/га; kt - коефіцієнт стійкості, що врахову властивості ґрунту і віддзеркалює здатність ґрунту утримувати ХЕ у фіксованому стані у балах.

Коефіцієнти стійкості (kt), розраховані для різних типів ґрунтів, наведено у додатку 4.

Фактичне надходження токсичних елементів у ґрунт з добривом (G) розраховується як: G=dg2100/g1,де d - доза добрива за діючою речовиною, кг/га; g1 - вміст діючої речовини у добриві,%; g2 - вміст токсичного елемента у добриві, мг/кг (дод.5)

За терміном досягнення критичної концентрації БАЕ у ґрунті запропоновано таку градацію ризику застосування мінеральних добрив: < 10 років - високонебезпечний; 10-30 - небезпечний; 31-100 - помірно небезпечний і > 100 років - малонебезпечний рівень.

Прогнозування надходження біогенних і токсичних елементів з мінеральних добрив у водн об'єкти [29]

Для розробки експертної оцінки надходження біогенних і токсичних елементів у водн об'єкти внаслідок застосування мінеральних добрив можна керуватися визначенням виносу хімічних речовин з рідким стоком (Р) за формулою: Р= Сст·W·F/1000,де Сст - концентрація хімічних елементів у стоці, мг/л (розраховують для кожного елементу окремо); W - об'єм стоку, м3/га; F - площа, для якої роблять розрахунок, га (рекомендовано брати площу 20 га, що відповідає 1 га водно поверхні водоймища).

Орієнтовний об'єм стоку для території України, визначений за картосхемами ізоліній поверхневого стоку талої води, становить близько 50 м3/га.

Концентрація ХЕ у стоці (Сст) передбачає врахування фактичної кількості ХЕ, які надходять у рунт з мінеральним добривом, а також можливість переходу їх у поверхневий стік розраховують за формулою:

Сст= G · b, мг/л

де G - фактична кількість ХЕ, які надходять з добривом у ґрунт, кг/га;

b - параметр переходу ХЕ з добрива у стік, мг·га/л·кг.

Використовуючи відомий ряд водної міграції ХЕ, запропонований О. Перельманом, а також спряженість хімічних властивостей біогенних і токсичних елементів, встановлено величини b для ХЕ, джерелом яких можуть виступати мінеральні добрива: N, F, СІ, Zn, Cd - 0,010 мг·га/л·кг; Р, As - 0,0013 мг·га/л·кг; К, Cu, Ni, Co, Pb, Cs - 0,003 мг·га/л·кг

Розрахунок не передбачає врахування вмісту рухомих форм поживних речовин в орному шарі ґрунту, зміни концентрації хімічного елемента у стоці при зміні його вмісту у ґрунті, а також коефіцієнтів, що характеризують вплив агротехнічного фону на процеси латеральної міграції ХЕ.

При надходженні з одиниці сільськогосподарських угідь на одиницю водної поверхн при рівномірному розподілі ХЕ у верхньому шарі води (0,3 м) концентрація його становитиме:

С=Р/1000h, мг/л,

де h - глибина забрудненого шару.

Порівняння розрахункової концентрації з ЛД50, ЛК50 та іншими показниками небезпечності для водних організмів, а також з нормативами якості води (додаток 6) дає змогу оцінити безпечність (ризик) застосування добрива за певним елементом.

3. Результати досліджень

3.1 Стан рунтів та водних об'єктів по білоцерківському району

Землі, рунти відіграють багатогранну роль у розвитку і функціонуванні біосфери, забезпечують біологічний кругообіг речовин у природі, є головним середовищем виробництва у сільському господарстві, просторовим базисом розміщення розвитку всіх галузей господарства.

У зв’язку з особливостями географічного положення територія Київської області характеризується різноманітним ґрунтовим покривом, який представлено поліським і лісостеповим типами.

Висока щільність та особливості, які склалися в розвитку промисловості і сільського господарства, обумовили високий рівень освоєності земельного фонду.

Високий рівень розвитку виробничих сил і сприятливі для ведення сільськогосподарського виробництва грунтово-кліматичні умови, особливо у лісостеповій зоні області, обумовили інтенсивне використання земель.

За даними відділу екологічного контролю (м. Біла Церква) земельні ресурси сільськогосподарського призначення по району становлять 99,6 тис. га (табл.1).

Динаміка обсягів ріллі за 1991 - 2004 роки свідчить про зменшення їх площ з 82,2 тис. га до 74,1 тис. га та скорочення площ під багаторічними насадженнями майже вдвічі.

Станом на 2006 рік відсоток сільгоспугідь у складі сільгосппідприємств Білоцерківського району підвищився (на 12,66%) внаслідок збільшення площ ріллі на 17,594 тис. га.

Розорюваність земель по району становить 94,5%. Майже в двічі зросли площі під багаторічними насадженнями та під сіножатями і пасовищами.

Таблиця 1. Наявність земель сільськогосподарського призначення в сільгосппідприємствах Білоцерківського району (тис/га).

Рік	С/г угіддя	Рілля	Багаторічні насадження	Перелоги	Сіножаті	Пасовища
1991	87,822	82,222	0,795	-	1,910	1,677
1992	88,107	81,275	0,565	-	2,155	1,677
1993	86,072	81,825	0,579	-	2,084	1,684
1994	85,555	81, 201	0,581	-	2,107	1,669
1995	85,991	81,416	0,532	-	2,109	1,934
1996	85,942	82,134	0,504	-	2,148	2,151
1997	85,760	80,956	0,504	-	2,150	2,149
1998	85,328	80,681	0,314	-	2,098	2,045
1999	84,412	80,027	0,314	-	2,079	1,866
2000	82,901	78,606	0,314	-	2,087	1,894
2001	82,901	78,606	0,314	-	2,087	1,894
2002	82,901	78,606	0,314	-	2,087	1,894
2003-2004	86,94	74,106	0,403	-	2,083	1,883
2005 - 2006	99,6	91,7	0,738	0,551	7,67

Інформація про застосування засобів хімізації по Білоцерківському району представлена у табл.2 та рис.8-11).

Страницы: 1, 2, 3, 4, 5, 6