CC BY
50
УДК 631.41
B. Н. Гукалов, В. А. Черников, В. И. Савич,
C. Л. Белопухов, И. Г. Шайхиев
ИНФОРМАЦИОННО-ЭНЕРГЕТИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА СОСТОЯНИЯ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ
В ЧЕРНОЗЕМАХ
Ключевые слова: тяжелые металлы, ПДК, энергетическая оценка, информационная оценка, ландшафт.
Для информационно-энергетической оценки состояния тяжелых металлов (ТМ) на примере черноземов Краснодарского края определена кинетика перехода ТМ из почвы в раствор, депонирующая способность почв к ним, содержание положительно и отрицательно заряженных соединений, изменение содержания в катене и в сезонной динамике, изучены ИК спектры и термограммы почв. Допустимая концентрация ТМ в почвах представлена функцией независимых переменных, учитывающих депонирующую способность почв и скорость их перехода из твердой фазы в раствор. Показано, что эти показатели зависят от содержания в почве илистой фракции, доли минералов типа 2:1, 2:2 с разбухающей кристаллической решеткой, содержания гумуса, рН, а для Си, Мп, Ее - от ЕЬ. Влияние ТМ на биологические объекты зависит от содержания их в разных формах комплексных соединений. Информационная оценка содержания в почвах ТМ обусловлена математическими структурными взаимосвязями между состоянием ТМ и свойствами почв, положением почв в ландшафте, изменением свойств почв по профилю и в сезонной динамике, в структурных отдельностях разного размера. Энергетическая оценка обусловлена изменением констант ионного обмена; прочности связи воды; энергий активации реакций; нарушением процессов гумусообразования, изменением термодинамических характеристик гумуса, вторичных минералов; изменением интенсивности почвообразовательных процессов; изменением информационно-энергетического состояния продуктов испарения из почв и продуктов транспирации растений.
Keywords: morphogenetic fields of leaves, fields offorms, fields of minerals and structural cleavages.
Kinetics of heavy metal (HM) ion transfer from soil to the solution as well as deposit capability of soil conformably to HM, the content of positively and negatively charged compounds, the changes of their content in the catenas and in season dynamics were studied in terms of chernozems of Krasnodar region to get an information and energetic assessment of HM state. Infrared spectra and thermograms of soils were studied. Permissible concentration of HM in soils is represented as a function of independent variables which include deposit capability of soil and their transition rate from solid phase to the solution. These values depend on the content of silt fraction, the part of minerals 2:1, 2:2 with expand crystal lattice, the humus content, and рН. Those values for Cu, Mn, Fe also depend on Еh. Influence of HM on biological subjects depends on their content in difficult kinds of complex compound. Information assessment of HM content in soils is conditioned by mathematical structural associations between HM state and soil properties, location of soils in the landscape, structural cleavage of different size, changes of soil properties in floor profile as well as in season dynamics. Energetic assessment is conditioned by changes of ion exchange constant, water bond strength, activation energy of chemical reactions, breakdown of humification, changes of thermodynamic characteristics of humus and secondary materials, changes of soil formation process rate as well as changes of information and energetic state of soil evaporation and plant transpiration products.
Оценка загрязнения почв тяжелыми металлами и поиск путей оптимизации обстановки имеют большое практическое значение. Оценка загрязнения почв тяжелыми металлами может быть проведена для образцов почв, растений, почвенного профиля, хозяйственного поля, с использованием дистанционных методов почвенно-химического мониторинга.
Загрязнение почв тяжелыми металлами существенно изменяет микробиологическую активность почв, увеличивает долю грибной микрофлоры [1]. Ряд работ подтверждает изменение при этом ферментативной активности почв [2, 9].
По полученным нами данным, при этом изменяется выделение почвой СО2, увеличивается выделение тяжелых металлов из почв с испарением и из растений - с транспирацией [9]. В почвах и растениях резко увеличивается доля положительно заряженных, не связанных в комплексы соединений тяжелых металлов [10]. Изменяя процессы метаболизма, тяжелые металлы влияют и на генетический аппарат биологических объектов, что подтверждено нами экспериментами на дрозофиле [9].
Увеличение при загрязнении почв тяжелыми металлами ионной силы растворов идентифицируется методом вертикального электрического зондирования и другими методами геофизического каротажа [8]. Объективную оценку степени загрязнения дает и анализ инфракрасных спектров образцов почв и растений.
В то же время, загрязнение почв тяжелыми металлами сопровождается изменением информационно-энергетических функций почв в биосфере и в агрофитоценозе [7]. Однако, оценка загрязнения почв тяжелыми металлами с этой точки зрения в литературе не рассматривается.
Объектом исследования выбраны выщелоченные черноземы Краснодарского края [3] и для сравнения - дерново-подзолистые почвы Московской области.
Методика исследования состояла в оценке содержания валовых и подвижных форм тяжелых металлов в черноземах на разных элементах рельефа в течение 10 лет, в сезонной динамике, в почвах, донных отложениях, в иле, в речной воде.
Определение в почвах проведено в разных горизонтах почвенного профиля, в испарениях из почв. Содержание положительно и отрицательно заряженных соединений тяжелых металлов проведено с использованием метода химической автографии на основе электролиза [8].
По полученным данным между содержанием тяжелых металлов в почвах и других компонентах ландшафта, между содержанием тяжелых металлов и физико-химическими свойствами почв рассчитаны уравнения множественной регрессии. Принятый уровень вероятности Р=0,95.
Содержание тяжелых металлов в почвах зависит от взаимосвязей почв со всеми компонентами ландшафта. Так, по полученным нами данным, содержание подвижных форм тяжелых металлов в почвах не всегда закономерно убывало с увеличением расстояния от источника загрязнения. Так, при большем расстоянии от автотрассы содержание свинца возрастало в пониженных элементах рельефа, на почвах более тяжелого гранулометрического состава, при резком уменьшении в изучаемой зоне скорости ветра и водопроницаемости, на почвах с большей емкостью поглощения катионов, при близких к нейтральным значениях рН.
В то же время, содержание тяжелых металлов в верхнем слое почв увеличивалось при интенсивном развитии дернового процесса почвообразования и уменьшалось при развитии подзолообразо-вательного процесса. Содержание тяжелых металлов в почве закономерно изменяется с глубиной почвенного профиля. В обобщенном виде в черноземах - это аккумулятивное распределение с максимумом в верхнем слое, в почвах подзолистого типа, элювиально-иллювиальное распределение. При более детальной оценке - это распределение зависит от гранулометрического и минералогического состава почв, положения почв по рельефу и от ряда других факторов. Пример таких зависимостей приведен в таблице 1.
Из полученных данных следует, что содержание тяжелых металлов в почвах существенно отличается на почвах разных элементов рельефа, что необходимо учитывать при оценке загрязнения производственных участков.
В связи с варьированием свойств почв в пределах поля с учетом структуры почвенного покрова отмечается и варьирование содержания тяжелых металлов в почвах. С нашей точки зрения, аналогично структуре почвенного покрова целесообразно выделять сложность и контрастность в изменении содержания тяжелых металлов в производственных полях. Чем больше выражены эти показатели, тем ниже агрономическая оценка изучаемой территории. При оценке статистических показателей изменения содержания тяжелых металлов в пространстве определяют коэффициент варьирования, показатели асимметрии и эксцесса.
По полученным нами данным, коэффициент варьирования содержания тяжелых металлов в иле, в воде был наибольший для Cd (60-90%) и значительно меньше для Со, 2п, Си, Мп, Ы1, РЬ (13-40 %). В донных отложениях коэффициент варьирова-
ния был меньше. С нашей точки зрения, при оценке загрязнения почв необходимо учитывать не только среднеарифметическую величину, но и коэффициент вариации или максимального содержания элемента в компоненте ландшафта.
Таблица 1 - Изменение содержания подвижного марганца по профилю (Х) выщелоченных глинистых черноземов
Место и время взятия образца Уравнение регрессии Индекс корреляции
южный плакорный участок, осень Мп = 158,9 - 0,52Х г = -0,98
северный склон, осень Мп = 225,5 - 1,0Х Мп = 1/(0,0026 + 0,0001Х г = -0,94 г = 0,99
северный склон, зима Мп = 228,6 - 1,0Х Мп = 1/(0,024 + 0,0001Х г = -0,95 г = 0,98
южный склон, осень Мп = 179,9 - 0,65Х г = -0,95
северный плакорный участок, осень Мп = 221,8 - 0,9Х Мп = 1/(0,032 + 0,0001Х) г = -0,94 г = 0,98
При оценке загрязнения свинцом необходимо учитывать его содержание в разных слоях почв и долю деятельных корней в этих слоях:
РЬ = \ ЕХ1 • И см • с1 г/см3 (%К), где X; - содержание в слое мощностью И см и плотностью d г/см3; (%К) - процент деятельных корней в этом слое от всех корней в почвенном профиле.
На одну и ту же почву, по нашему мнению, нельзя подействовать дважды. Любое воздействие приводит к изменению плотности и конфигурации зарядов сорбционных мест, констант ионного обмена, рН, ЕИ, микробиологической активности и т.д. Последующее воздействие осуществляется на уже измененную почву. При этом загрязнение почв тяжелыми металлами вызывает ряд последовательных изменений свойств почв. Это определяет перспективность расчета последовательных корреляций.
В проведенных исследованиях оценивалось изменение содержания в почвах положительно и отрицательно заряженных соединений катионов. С использованием метода химической автографии на основе электролиза установлено, что при загрязнении почв свинцом отношение положительно и отрицательно заряженных соединений кальция уменьшилось от 0,98±0,02 до 0,66±0,11; железа - от 1,33±0,01 до 0,51±0,30; свинца - от 0,33±0,01 до 0,68±0,01.
Загрязнение почв тяжелыми металлами влияет на изменение скорости ответных реакций системы почва-растение на внешние воздействия, адекватности ответа, на информационно-энергетическую характеристику системы, на ее саморегулирование и эволюцию. Например, загрязнение почв тяжелыми металлами приводит к изменению микробиологической активности почв, что, в свою очередь, влияет на разложение в почве растительных остатков, образование гумуса, структуры почв, рН, ЕИ и последовательно на все свойства почв [2, 9].
Тяжелые металлы поглощаются поверхностью почв и структурными отдельностями различного размера. При нарастающей во времени степени загрязнения поверхность структурных отдельностей больше обогащена тяжелыми металлами, чем внутренняя их часть. При этом при длительном времени загрязнения в связи с воздействием морфологических полей грани структурных отдельностей содержат больше катионов, чем их плоскости. В большинстве случаев структурные отдельности меньшего размера содержат больше ила и гумуса, что соответствует большей их емкости поглощения и приводит к большему накоплению в них тяжелых металлов. Однако, в ряде случаев в крупных фракциях больше растительных остатков, что увеличивает их емкость поглощения. Очень мелкие фракции (< 0,25 мм) могут быть для отдельных почв представлены минералами с меньшей емкостью поглощения, чем в пылеватых фракциях.
В проведенных нами исследованиях содержание во фракциях > 10 мм; 10-1 и < 1 мм малогу-мусированных выщелоченных черноземов составляло для калия соответственно 94,3; 104,5±3,6 и 118,7±5,6; для кальция - 18,6; 26,1±1,2 и 27,9±3,5; а для свинца - 0,15; 0,11±0,01 и 0,13±0,01 мг/л (значения для Са приведены в мг/л ■ 10-2).
Повышенное содержание тяжелых металлов в почвах изменяет рН, а, следовательно, и окислительно-восстановительное состояние почв, образует комплексы с водорастворимым органическим веществом, что идентифицируется по изменению инфракрасных спектров, изменяет прочность связи воды в почвах, теплоту сгорания органических соединений. Существенные изменения происходят и в составе вторичных минералов почв, что идентифицируется по данным дериватографии. Показатели инфракрасных спектров чернозема, загрязненного свинцом, приведены в таблице 2.
Таблица 2 - Показатели инфракрасных спектров чернозема, загрязненного свинцом
сти их осадков, эффективными константами ионного обмена в системе твердая фаза почвы - раствор и эффективными константами нестойкости имеющихся комплексов. При высокой степени загрязнения почв тяжелыми металлами их содержание в почвенном растворе в большей степени обусловлено эффективными произведениями растворимости осадков.
В исследуемых образцах рН < 8,0, а произведение [РЬ] [Н2РО4"] и [N1] [Н2РО4"] не превышает произведения растворимости соответствующих осадков, что не приводит к их образованию. В хорошо гумусированных почвах сорбция свинца и никеля в основном происходит по типу ионного обмена (при отсутствии сильного загрязнения почв свинцом и никелем).
Кроме того, загрязнение почв тяжелыми металлами приводит к изменению взаимосвязей между свойствами почв. Так, по полученным данным, зависимость подвижных форм свинца, цинка, марганца от свойств почв и их положения по рельефу описывалось следующими уравнениями регрессии (табл. 3).
Таблица 3 - Зависимость содержания в черноземах подвижных РЬ, Zn, Мп от свойств почв и их положения по рельефу
*) Х] гумус, %; Х2 - содержание частиц < 0,01 мм; Х3 -содержание ЫОз; Х4 - содержание ЫН4; Х5 - содержание подвижных форм Р2О5
Влияние калия на подвижность тяжелых металлов в почвах обусловлено следующими причинами: 1) диспергированием почв при доле К более 10% от емкости поглощения; 2) повышением рН среды; 3) конкуренцией РЬ и N с К за сорбционные места при физико-химическом поглощении почвами тяжелых металлов. Однако, содержание калия менее 1 мг-экв/100 г, что при емкости поглощения 40 мг-экв составляет менее 5 %; рН исследуемых почв при наблюдаемом содержании калия существенно не изменилось, что связано с большей буферностью почв в кислотно-основном интервале. Указанные особенности исследуемых почв обусловили отсутствие достоверных связей содержания в них обменных форм К2О и содержания подвижных форм тяжелых металлов.
Полезную информацию о состоянии тяжелых металлов в почвах дают и индексы корреляции между их содержанием и отдельными свойствами почв. Так, например, в почвах южного водораздела индексы корреляции РЬ = f (гумус); РЬ = ДЫО3); РЬ
Объект Т%
3440 см-1 162-10 см-1 1420 см-1 1030 см-1
чернозем 3446; 29,3% 1628; 40,2% 1418; 39,4% 1031; 16,2%
чернозем, загрязненный РЬ 3425; 20,9% 1629; 25,9% 1384; 22,1% 1031; 5,0%
чернозем дегумифи-цированный 3445; 7,5% 1627; 14,4% 1384; 14,5% 1031; 3,9%
- « - + РЬ 3426; 6,2% 1634; 10,7% нет 1034; 0,25%
Как видно из представленных данных, величина Т% выше в черноземе более гумусирован-ном. При загрязнении почв свинцом эта величина уменьшается.
При разработке путей оптимизации состояния тяжелых металлов в почвах, с нашей точки зрения, необходимо учитывать очередность применяемых воздействий и прогнозировать протекание физико-химических процессов. Содержание водорастворимых форм тяжелых металлов в почвах определяется эффективными произведениями растворимо-
Элемент рельефа Уравнение регрессии г Е
северный водораздел РЬ = 6,2 + 0,2X1 - 0,04Х2 -0,02Х3 - 0,001Х4 + 0,03Х5 0,98 9,5
балка РЬ = 24,9 - 0,2X1 - 0,3Х2 -0,5Х3 - 0,3Х4 + 0,01Х5 0,99 13,8
северный водораздел ги = 66,8 + 1,1Х[ + 0,2Х2 -1,1Х3 + 0,03Х4 + 0,6Х5 0,99 5,2
балка ги = 5,4 + 0,14Х[ - 0,03Х2 + 0,17Х3 - 0,14Х4 + 0,02Х5 0,99 15,5
северный водораздел Ми = 74,4 + 25,0Х! + 0,8Х2 + 5,8Х3 - 1,6Х4 + 4,7Х5 0,99 46,3
балка Ми = 255,7 - 22,3Х! - 5,8Х2 + 24,9Х3 - 4,5Х4 + 0,9Х5 0,97 3,3
= f(NH4); Pb = f(P2O5) составили 0,7. Для почв северного водораздела индексы корреляции для зависимостей Pb = f (гумус) и Pb = f(P2O5) составили 0,9, а для зависимости Pb = f(NO3) - величину 0,8. С нашей точки зрения, зависимости подвижности тяжелых металлов в почвах от сочетания свойств почв должны учитываться при оценке степени загрязнения почв.
По полученным нами данным, загрязнение почв тяжелыми металлами также идентифицируется и по отражательной способности почв в видимом диапазоне электромагнитного спектра при оценке методом компьютерной диагностики в системах RGB, Lab, CMYK [5, 6]. Это иллюстрируется данными таблицы 4.
Таблица 4 - Изменение цветовой гаммы почв при загрязнении их свинцом
Цветовая гамма почв в системах
R G B C M Y K
исходные почвы
15,9± 1,7 15,8± 1,5 13,3± 1,1 0,4± 0,3 0,8± 0,5 16,2± 1,5 83,8± 1,6
почвы, загрязненные свинцом
14,8± 0,7 20,0± 5,4 12,9± 0,5 1,4± 0,8 0,3± 0,2 18,6± 5,8 84,9± 0,7
Однако указанные изменения более наглядно подтверждаются с использованием непараметрических критериев различия.
Как видно из представленных данных, деградированный чернозем, по сравнению с недеградированным, имеет большую темноту (К в системе CMYK). В нерастертых образцах величина К выше, что отмечается в литературе для оструктуренных почв (Орлов Д.С., 2001; Савич В.И., 2006). Интенсивность красного цвета (R) у деградированного чернозема выше. Это же относится и к интенсивности голубого (В) и зеленого (G) цветов в системе RGB. Показатели GB уменьшаются и при загрязнении почв свинцом. При оценке цветовой гаммы в системе CMYK у деградированных черноземов отмечается увеличение отражения оранжевого (ММ) и желтого (Y) цветов. Загрязнение почв свинцом увеличило отражение в областях С, К и уменьшило в области M.
Так, загрязнение почв Pb уменьшило интенсивность R в 3-х случаях из 4-х, уменьшило интенсивность G в 2 случаях из 4; уменьшило интенсивность В в 3-х случаях из 4-х. Загрязнение почв свинцом увеличило интенсивность отражения С в 4 случаях из 4, уменьшило интенсивность M в 4 случаях из 4, увеличило отражение в диапазоне Y в 2 случаях из 4, увеличило отражение в области К в 3 случаях из 4.
Оценка закономерностей изменения цветовой гаммы почв при загрязнении их свинцом позволяет идентифицировать степень загрязнения и по космическим снимкам. Однако это больше проявляется при длительном периоде загрязнения, когда оно проявляется на содержании гумуса и при оценке цветовой гаммы растительности. Содержание тяже-
лых металлов в почве коррелирует с их содержанием в других компонентах ландшафта.
Загрязнение почв тяжелыми металлами приводит к увеличению их выделения в воздушную среду, как за счет испарения из почв, так и за счет транспирации с водой из растений. По полученным нами данным, в продуктах испарения из черноземов обнаружено 0,06 мг/л Pb, 0,05 мг/л 0,01 мг/л N и 0,02 мг/л Мп. При загрязнении почв свинцом содержание РЬ возросло до 0,2 мг/л. В деградированном (дегумифицированном выпаханном) черноземе содержание Pb в испарениях из почв составляло 0,08 мг/л, а при загрязнении РЬ - 1,1 мг/л
По полученным данным, коэффициент корреляции содержания Ы1, Mn в воде и в донных отложениях составлял 0,96; в воде и в иле - 0,98. Содержание тяжелых металлов в поверхностных водах, как и состав вод, отличается на разной глубине реки, на определенном расстоянии от берега, зависит от содержания и состояния тяжелых металлов в ложе водоема.
С нашей точки зрения, при оценке загрязнения почв тяжелыми металлами необходимо учитывать и их содержание в определенных средах ландшафта. По полученным данным, содержание валовых и подвижных форм тяжелых металлов в почвах и поверхностных водах зависит от сезона года. С нашей точки зрения, при оценке степени загрязнения почв тяжелыми металлами необходимо учитывать этот фактор или оценивать загрязнение по максимальному содержанию тяжелого металла в среде в течение года.
Важное значение имеет разработка приемов уменьшения токсичности тяжелых металлов в почвах. По полученным нами данным, это достигается применением сорбентов, осаждением тяжелых металлов в виде осадков, удалением их из пахотного слоя или за счет фиторемедиации или при вымывании в более глубокие слои почв.
Уменьшение поступления тяжелых металлов в растения может быть достигнуто увеличением прочности их связи с твердой фазой почвы, удалением из корнеобитаемого слоя, уменьшением скорости перехода из твердой фазы в раствор, уменьшением поступления в растения за счет регулирования констант обмена тяжелых металлов из почв и почвенного раствора в корни. Каждый из этих вариантов реализуется с использованием определенных способов воздействия на систему почва-растение [11].
Для уменьшения подвижности тяжелых металлов в почвах целесообразно регулировать образование их осадков, образование устойчивых комплексов с органическими лигандами, образование гидроксикомплексов, создание условий для более прочного поглощения твердой фазой по типу ионного обмена (на сорбционных местах ацидоидов и поверхностно - гидроокисями железа и алюминия). Для уменьшения скорости перехода из твердой фазы в раствор в почву вносятся минералы с интрамицел-лярным типом поглощения (бентонит, монтмориллонит, цеолит). После загрязнения почв вносятся органические удобрения, пожнивные остатки растений, продукты разложения которых покрывают
пленкой сорбированные ранее тяжелые металлы [12, 16, 17].
Менее разработанным является способ создания в загрязненных почвах структуры, в результате чего внешний слой структурных отдельностей постепенно обедняется тяжелыми металлами, и они в меньшей степени поглощаются растениями.
Увеличение прочности связи тяжелых металлов в почвах достигается созданием условий для образования осадков - внесением извести, гипса, фосфоритной муки, изменением температуры, влажности, ионной силы раствора, рСО2, окислительно-восстановительного состояния почв. Часто применяется внесение в почву сорбентов с высокой емкостью поглощения катионов (депонирующих сред). Емкость поглощения почвами катионов увеличивается при глиновании почв, при увеличении гумусированности почв. Однако для разных почв эти способы не могут быть одинаковы. Цеолит может хорошо сорбировать тяжелые металлы из легкого суглинка, но не будет хорошо поглощать из тяжелосуглинистого чернозема с преобладанием в минералогическом составе монтмориллонита. Необходим детальный расчет равновесий протекающих физико-химических процессов.
Различные растения имеют неодинаковый коэффициент накопления тяжелых металлов в корнях, вегетативной массе и генеративных органах. Это позволяет подбирать культуры для выращивания на загрязненных почвах и использовать культуры-аккумуляторы тяжелых металлов для фитореме-диации загрязненных почв [21-28]. Однако удаление тяжелых металлов с поля с зеленой массой растений зависит не только от способности культур аккумулировать тяжелые металлы, но и от биомассы культур на 1 гектаре. В свою очередь, биомасса (как и вынос культурой тяжелых металлов) зависит от свойств почв, климатических условий, системы удобрений и т.д. При этом одни культуры устойчивы к загрязнению свинцом, другие - к загрязнению медью и т.д. [13-15].
Растения, развивающиеся в условиях сильного загрязнения определенными тяжелыми металлами, будут и более устойчивы к загрязнению в производственных условиях (при условии размножения их семян). Так, по полученным данным, корни одуванчика, растущего на чистой почве, содержали: 2п - 0,16; Мп - 0,07; Си - 0,15; РЬ - 0,03; а на грязной почве вдоль шоссейной дороги соответственно 2п, Мп, Си 0,23; 0,19; 0,24 и РЬ - 0,40 мг/100 г почв.
При поступлении смеси тяжелых металлов в корни растений наблюдается эффект антагонизма, когда один катион меняет поступление в корни другого. Так, по полученным данным, при высоком содержании водорастворимого свинца и меди поглощение растениями магния уменьшалось. При высоком содержании водорастворимого свинца в равновесном растворе после выращивания проростков осталось 20,2±0,1 мг/л магния, а при низком -12,3±1,0.
Очистка почв от свинца с использованием фиторемедиации возрастает с увеличением коэффи-
циента аккумуляции РЬ в надземной части растений и с увеличением биопродуктивности угодий. Активизация процесса может быть достигнута оптимизацией свойств почв внесением в почву комплексонов на РЬ из отходов с/х производства. Удаление свинца из почв за счет фиторемедиации значимо для водорастворимых форм и в пределах ошибки для валового содержания.
Таким образом, при оценке допустимых концентраций тяжелых металлов в почвах с агрономической и экологической точек зрения необходимо учитывать: содержание водорастворимых и подвижных форм тяжелых металлов в отдельных горизонтах почв с учетом их мощности, долю деятельных корней в этих горизонтах, депонирующую способность почв по отношению к тяжелым металлам, кинетику их перехода из почвы в раствор, фракционный состав их соединений, наличие положительно и отрицательно заряженных комплексных соединений, соотношение отдельных катионов и тяжелых металлов, сочетание свойств почв [4, 28].
С нашей точки зрения, распределение веществ по профилю следует учитывать и при оценке загрязнения почв, в т.ч. тяжелыми металлами. Уровень загрязнения (З) равен: Х1/ПДК1 в слое 1 + Х1/ПДК1 в слое 2 и т.д. или то же З = Е Х1/ПДК1 (весь слой) для корнеобитаемой зоны
для слоя 1 м З = Е Х1/ПДК1 ■У1%, где У^/о -доля веса каждого горизонта с учетом мощности и плотности почв от веса 1 м слоя или, в первом приближении, с учетом только мощности слоя.
Однако при оценке влияния загрязнения на развитие растений целесообразно учитывать долю корней в каждом горизонте от их количества в метровом слое (для деятельных корней, рабочей поверхности корней) У2. С учетом этого фактора
З = I Х/ПДК ^1% •
При оценке сводного показателя загрязнения, с нашей точки зрения, целесообразно учитывать вес влияния каждого токсиканта на угнетение тестового биологического объекта (свойства компонента экосистемы) - к1. СВ3 = Ъ = Е Х1/ПДК1 ■ к1, где Ек1 = 1.
При оценке сводного показателя загрязнения также вводятся поправки на его величину для отдельных слоев почв и наличия в них деятельных корней.
Таким образом, при оценке загрязнения тяжелыми металлами почв производственного участка необходимо учитывать загрязнение разных элементов рельефа, загрязнение в сезонной динамике, варьирование загрязнения в пространстве, загрязнение сопредельных элементов ландшафта [18-25].
Загрязнение почв тяжелыми металлами приводит к последовательному изменению течения всех реакций в почве, в биоте, в растениях. При этом следствие также влияет, в свою очередь, на причину. Изменение биохимических процессов в реакциях и биоте влияет на их воздействие на почву. В конечном итоге, изменения термодинамических величин Дв, АН, Д8 во всех компонентах системы
взаимосвязаны. Необходима термодинамическая трактовка этих процессов и, в первую очередь, с точки зрения возрастания энтропии, изменения пирамид масс, энергии и информации в компонентах экосистемы и КПД их использования.
Литература
1. Ю.В. Алексеев, Тяжелые металлы в почвах и растениях. Ленинград. 1987. 137 с.
2. В.Н. Башкин, Биогеохимические основы экологического нормирования. Наука, Москва. 2003. 304 с.
3. В.Н. Гукалов, Тяжелые металлы в системе агрофи-тоценоза. Изд-во Купреев, Краснодар. 2010. 345 с.
4. В.Н.Гукалов, В.И. Савич, Д.Н. Никиточкин, Плодородие, 2, 44-46 (2014).
5. Д.С. Орлов, Н.И. Суханова, М.С. Розанова, Спектральная отражательная способность почв и их компонентов. МГУ, Москва. 2001. 174 с.
6. В.И. Савич, Р.Ф. Байбеков, Д.Н. Егоров, Агрономическая оценка отражательной способности системы почва-растение методом компьютерной диагностики. РГАУ-МСХА, Москва. 2006. 214 с.
7. В.И. Савич, В.Г. Сычев, А.Г. Замараев, Энергетическая оценка плодородия почв. ВНИИА, Москва. 2007. 498 с.
8. В.И. Савич, В.Г. Сычев, Л.Л. ТТТиптов и др., Экспрессные методы оценки обеспеченности почв элементами питания и токсикантами, ВНИИА, Москва. 2004. 152 с.
9. В.И. Савич, В.А. Седых, Д.Н. Никиточкин и др., Агро-экологическая оценка состояния свинца в системе почва-растение. ВНИИА, Москва. 2012. 360 с.
10. В.И. Савич, Физико-химические основы плодородия почв. РГАУ-МСХА, Москва. 2013. 430 с.
11. В.И. Савич, С. Л. Белопухов, А.В. Филиппова, Известия Оренбургского ГАУ, 4(42), 322-328 (2013).
12. Т.В. Шнее, В.А. Кончиц, А.А. Шевченко, С. Л. Белопухов, Бутлеровские сообщения, 21, 7, 74-77 (2010).
13. С.Л. Белопухов, А.Ф. Сафонов, И.И. Дмитревская, Достижения науки и техники АПК, 3, 25-27. (2010).
14. С.Л. Белопухов, А.В. Жевнеров, Е.В. Калабашкина, И.И. Дмитревская, Бутлеровские сообщения, 32,10, 7275 (2012).
15. A.I. Moskalenko, S.L. Belopukhov, A.A. Ivlev, V.I. Boev, Russian Journal of Organic Chemistry, 47, 7, 1091-1096 (2011).
16. М.Д. Маслова, Т.В. Шнее, С.Л. Белопухов, Р.Ф. Байбеков, Плодородие, 2, 41-43 (2014).
17. Т.В. Шнее, С.Э. Старых, Т.А. Фёдорова, М.Д. Маслова, С.Л. Белопухов, А.А. Шевченко, Плодородие, 3, 33-35 (2014).
18. В.И. Савич, С.Л. Белопухов, Д.Н. Никиточкин, В.В. Верхотуров, Системы. Методы. Технологии, 2(18), 167-172 (2013).
19. Е.А. Гришина, С.Л. Белопухов, А.С. Цыгуткин, Бутлеровские сообщения, 34, 4, 152-156 (2013).
20. С.Л. Белопухов, Е.В. Калабашкина, И.И. Дмитревская, Известия вузов. Прикладная химия и биотехнология, 2, 1, 162-165 (2012).
21. Е.А. Гришина, М.А. Яшин, И.С. Прохоров, С.Л. Белопухов, Агрохимический вестник, 6, 39-40 (2013).
22. П. м. 136430 РФ (2014).
23. П. м. 136431 РФ (2014).
24. П. м. 136797 РФ (2014).
25. П. м. 140670 РФ (2014).
26. П. м. 141486 РФ (2014).
27. Е.Э. Нефедьева, М.Н. Белицкая, И.Г. Шайхиев, Вестник Казанского технологического университета, 19, 223-226 (2013).
28. А.Б. Солодкова, Н.А. Собгайда, И.Г. Шайхиев, Вестник Казанского технологического университета, 6, 128-130 (2013).
© В. Н. Гукалов - к. с.-х. н., докторант РГАУ-МСХА имени К.А.Тимирязева; В.А. Черников - д.т.н., профессор кафедры экологии РГАУ-МСХА имени К.А.Тимирязева; В. И. Савич - д. с.-х. н., профессор кафедры почвоведения, геологии и ланд-шафтоведения РГАУ-МСХА имени К.А.Тимирязева; С. Л. Белопухов - д. с.-х. н., профессор, зав. кафедрой физической и органической химии РГАУ-МСХА имени К.А.Тимирязева; И. Г. Шайхиев - д. т. н., зав. каф. инженерной экологии КНИТУ, ildars@inbox.ru.
© V. N. Gukalov - Candidate of Agricultural Sciences, Doctoral candidate of Russian State Agrarian University - Moscow Agricultural Academy named after K.A. Timiryazev; V. A. Tchernikov - Dr of Technical Sciences, Ecology Dept. of Russian State Agrarian University - Moscow Agricultural Academy named after K.A. Timiryazev; V. I. Savitch - Dr of Agricultural Sciences, Prof. of Pedology, Geology and Landscape Science Dept. of Russian State Agrarian University - Moscow Agricultural Academy named after K.A. Timiryazev; S. L. Belopukhov - Dr of Agricultural Sciences, Head of Physical and Organic Chemistry Dept. of Russian State Agrarian University - Moscow Agricultural Academy named after K.A. Timiryazev; I. G. Shaykhiev - Dr of Technical Sciences, Head of Engineering Ecology Dept. of Kazan National Research Technological University, ildars@inbox.ru.
