реферат дисертації на здобуття наукового ступеня доктора сільськогосподарських наук

Работа добавлена на сайт samzan.net:

ІНСТИТУТ АГРОЕКОЛОГІЇ ТА БІОТЕХНОЛОГІЇ

УКРАЇНСЬКОЇ АКАДЕМІЇ АГРАРНИХ НАУК

МАКАРЕНКО НАТАЛІЯ АНАТОЛІЇВНА

УДК:631.8:631.4:631.95

АГРОЕКОЛОГІЧНА ОЦІНКА МІНЕРАЛЬНИХ ДОБРИВ ЗА ВПЛИВОМ НА ГРУНТОВУ СИСТЕМУ

Спеціальність: 03.00.16 - екологія

Автореферат

дисертації на здобуття наукового ступеня

доктора сільськогосподарських наук

Київ –

Дисертацією є рукопис

Робота виконана в Інституті агроекології та біотехнології Української академії аграрних наук

Офіційні опоненти:

	доктор сільськогосподарських наук, професор, Писаренко Віктор Микитович, Полтавська державна аграрна академія, ректор, завідувач кафедри екології і ботаніки


	доктор сільськогосподарських наук, академік УААН, професор Городній Микола Михайлович, Національний аграрний університет, завідувач кафедри агрохімії та якості продукції рослинництва ім. О.І.Душечкіна
	доктор геолого-мінералогічних наук, професор Білявський Георгій Олексійович Український інститут досліджень навколишнього середовища і ресурсів при Раді національної безпеки і оборони України, заступник директора з науки і освіти, завідувач відділу екологічної політики і освіти
Провідна установа:	Національний науковий центр “Інститут грунтознавства та агрохімії ім. О.Н.Соколовського” Української академії аграрних наук, м. Харків

Захист відбудеться “”січня 2003 р. о 10- годині на засіданні

спеціалізованої вченої ради Д 26.371.01 в Інституті агроекології та біотехнології УААН за адресою: 03143, м. Київ, вул. Метрологічна, 12

З дисертацією можна ознайомитись у бібліотеці Інституту агроекології та біотехнології УААН за адресою: 03143, м. Київ, вул. Метрологічна, 12

Автореферат розісланий 21 грудня 2002 року

Вчений секретар

спеціалізованої вченої ради Заякіна Г.В.

ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

Актуальність теми. Стратегія сталого розвитку (sustainable development), як основа подальшого існування людства, передбачає комплекс дій, серед яких важливими є заходи із зниження забруднення біосфери токсичними речовинами. Досягти цього можна лише за умови превентивної оцінки технологій, в тому числі агротехнологій, застосування яких може бути причиною надходження екзогенних токсичних хімічних речовин у довкілля. Мінеральні добрива, як обов’язковий елемент сучасних агротехнологій, не мають яскраво виражених токсичних властивостей, але до складу багатьох їх видів входять компоненти (важкі метали, радіоактивні елементи, фтор та ін.), яким притаманна здатність до кумуляції та біоконцентрації, що викликає віддалені токсичні ефекти як відносно грунтової біоти, рослин, тварин, так і здоров’я людини. Відомо, що застосування мінеральних добрив при певних умовах (порушення технологічних прийомів, використання високобаластних видів та ін.) може бути причиною погіршення екологічного стану грунтів, санітарно-гігієнічних показників якості сільськогосподарської продукції, забруднення природних вод біогенними і токсичними елементами тощо.

Досвід розвинених країн світу показує, що попередити можливі негативні наслідки при застосуванні засобів хімізації, в тому числі мінеральних добрив, можна лише за умови здійснення фундаментальних екотоксикологічних досліджень і розробці на цій основі системи екологічної експертизи. На сучасному рівні розвитку аграрного виробництва основним повинно бути не спостереження і констатація фактів погіршення стану довкілля внаслідок застосування агрохімікатів, а запобігання можливих негативних ефектів завдяки проведенню науково-обгрунтованої екологічної експертизи, в основі якої лежить система екологічних нормативів.

На сьогодні в Україні відсутня науково-обгрунтована система екологічних критеріїв, показників і нормативів для оцінки негативних впливів мінеральних добрив на екосистеми, зокрема на їх грунтову компоненту. Залишаються дискусійними питання щодо впливу мінеральних добрив на процеси нагромадження, рухомості і міграції хімічних речовин в агроекосистемах. Все це робить проблематичним проведення об’єктивної науково-обгрунтованої агроекологічної оцінки мінеральних добрив. В той же час, хімічна промисловість України, яка представлена великою кількістю підприємств з виготовлення мінеральних добрив, в тому числі такими відомими як ВАТ “Концерн “Стірол”, “Азот”, “Рівнеазот”, “Сумихімпром”, “Оріана” та інші, а також ряд закордонних виробників, пропонують сільському господарству велику кількість традиційних і нових видів мінеральних добрив. Ці добрива перед широким впровадженням у виробництво повинні пройти екологічну експертизу на предмет можливого негативного впливу на стан грунтів, їх біоту, віддалених наслідків зростання концентрації токсичних елементів у грунті, якість сільськогосподарської продукції. Тому дослідження в напрямку наукового обгрунтування і розробки на цій основі екологічних нормативів для агроекологічної оцінки мінеральних добрив є актуальними, що, в свою чергу, визначає доцільність проведення даної роботи.

Зв’язок роботи з науковими програмами, планами, темами. Дослідження проводилися протягом 1991-2002 рр. згідно: Республіканської цільової комплексної науково-технічної програми “Продовольство-95” за завданням “Розробити теоретичні основи і екологічно безпечні технології відтворення родючості грунтів і системи управління цим процесом шляхом раціонального землекористування, створення моделей грунтозахисних систем землеробства, використання високоефективних добрив та хімічної меліорації, що забезпечують одержання високоякісної продукції та охорону навколишнього середовища” (№ДР UA01002372P); НТП УААН “Наукові основи сталих агроекосистем” у рамках завдання “Розробити екотоксикологічні нормативи і розрахункову оцінку потенційного і фактичного рівня інтегральної небезпечності забруднення засобами хімізації агроландшафтів України” (№ДР 0196U012976); НТП УААН “Агроекологічний моніторинг і моделювання сталих ландшафтів та агроекосистем” у рамках завдання “Теоретично обгрунтувати і розробити систему показників для проведення екологічної експертизи та екологічного аудиту об`єктів сільського господарства” (№ ДР 0101U 003294).

Мета і задачі дослідження. Мета дослідження полягала в розробці наукових основ агроекологічної оцінки мінеральних добрив для вдосконалення екологічного нормування їх негативних впливів на процеси, що протікають у грунтовій системі і визначають її екологічний стан, а також стан суміжних складових агроекосистеми.

Для досягнення поставленої мети необхідно було вирішити наступні задачі:

визначити роль мінеральних добрив у процесах надходження токсичних елементів I i II класу небезпечності в обмінний фонд біогеохімічного кругообігу агроекосистем і встановити рівень небезпечності цього процесу;
дослідити процеси інтенсивної і екстенсивної рухомості біохімічно активних елементів - компонентів мінеральних добрив, у різних типах грунтів України, встановити толерантність грунтів до забруднення за здатністю до іммобілізації біохімічно активних елементів;
дослідити процеси радіальної міграції хімічних речовин у різних грунтово-кліматичних умовах залежно від рівня навантаження мінеральних добрив на агроекосистеми, встановити кількісні параметри цих процесів, визначити небезпечні рівні впливу;
вивчити можливість використання різних біоіндикаційних тестів для агроекологічної оцінки мінеральних добрив з урахуванням характеру їх дії на грунтову систему;
на основі теоретичних узагальнень, результатів експериментальних досліджень і прогнозних розрахунків провести екологічне нормування негативних впливів мінеральних добрив на процеси, що протікають у грунтовій системі;
за результатами екологічного нормування негативних впливів розробити класифікацію для проведення агроекологічної оцінки мінеральних добрив;
провести агроекологічну оцінку нових видів мінеральних добрив вітчизняного виробництва.

Об’єкт дослідження –мінеральні добрива та їх вплив на процеси, що протікають у грунтовій системі і визначають її екологічний стан, а також стан суміжних складових агроекосистеми.

Предмет дослідження –методика агроекологічної оцінки мінеральних добрив за показниками впливу на екологічний стан грунтової системи.

Методи дослідження: 1)польовий метод –вивчення впливу мінеральних добрив на екотоксикологічні і агрохімічні показники стану грунтової системи; 2)лізиметричний метод і метод відбору грунтових розчинів за допомогою гідрохімічних кущів –дослідження процесів радіальної міграції хімічних речовин під впливом мінеральних добрив; 3)лабораторний метод - визначення фізико-хімічними, хімічними, біохімічними, мікробіологічними методами кількісних і якісних характеристик об’єктів дослідження; 4) статистичний метод –встановлення на основі регресійного, дисперсійного, кореляційного методів достовірності отриманих результатів, функціональних залежностей між різними факторами і процесами; 5) ГІС-технологій –побудова карт забруднення території України токсичними елементами при застосуванні мінеральних добрив.

Наукова новизна одержаних результатів. Для врахування особливостей впливу мінеральних добрив на грунтову систему було здійснено комплексні дослідження їх можливої негативної дії на довкілля і, на основі цього, вперше запропоновано їх поділ на групу директивної та індирективної дії з подальшим визначенням алгоритму проведення агроекологічної оцінки.

В результаті узагальнення теоретичних і експериментальних даних вперше було проведено екологічне нормування впливів мінеральних добрив на грунтову систему, що стало основою для створення чотирьохступеневої класифікації мінеральних добрив за рівнем небезпечності. Зазначена класифікація дозволяє провести їх поділ за впливом на процеси нагромадження токсичних елементів у верхніх шарах грунту, на зміну його кислотно-основних властивостей, величину і швидкість радіальної міграції біогенних і токсичних елементів, біологічну активність грунту, і включає фактичні і прогнозні показники.

Розроблена класифікація є основою агроекологічної оцінки мінеральних добрив, яка полягає у визначенні ступеню впливу мінерального добрива на процеси, що протікають у грунтовій системі, встановленні відповідності стану грунтової системи сучасним екологічним нормативам і введенні обмежень на використання добрива при встановленні невідповідності екологічним нормативам.

Використовуючи розроблені методичні підходи, було проведено агроекологічну оцінку нових видів мінеральних добрив вітчизняного виробництва і встановлено можливі негативні ефекти від їх застосування, що дозволяє внести необхідні корективи при їх впровадженні у сільськогосподарське виробництво.

Практичне значення одержаних результатів. Для проведення екологічної експертизи нових видів мінеральних добрив вітчизняного і закордонного виробництва, передбаченої системою державних випробувань пестицидів та агрохімікатів і закріпленої Законами України “Про екологічну експертизу”, “Про пестициди і агрохімікати”, рекомендується класифікація небезпечності мінеральних добрив за показниками впливу на процеси, що протікають у грунтовій системі.

Виробництву рекомендовані наукові основи оцінки небезпечності забруднення сільськогосподарських угідь біохімічно активними елементами (важкими металами), що використані при розробці методично-нормативного забезпечення агроекологічного моніторингу та паспортизації сільськогосподарських земель (протокол №8 від 14.06.2002 р. засідання секції рослинництва і землеробства НТР Міністерства аграрної політики України, протокол №8 від 24.10.2001 р. засідання Вченої ради Інституту агроекології та біотехнології УААН).

Результати роботи використано при розробці навчальних програм для вищих аграрних закладів освіти III-IV рівнів акредитації із спеціальності 7.07.0801 –“Екологія та охорона навколишнього середовища”, спеціалізація 7.070801.14 “Агроекологія” –“Екологічна експертиза”, затвердженої Головним управлінням кадрів і аграрної освіти Міністерства агропромислового комплексу України 20.10.1999р. і “Екотоксикологія”, затвердженої Міністерством агропромислового комплексу України 3.03.2000 р., а також увійшли до курсу лекцій з дисципліни “Екологічна експертиза”, яка читається автором на факультеті агрохімії та грунтознавства Національного аграрного університету Кабінету міністрів України.

Метод визначення важких металів у об’єктах довкілля за допомогою хроматографії у тонкому шарі сорбенту увійшов до Методичних вказівок, які призначені для санітарно-епідеміологічних станцій і науково-дослідних установ Міністерства охорони здоров’я України, ветеринарних, агрохімічних, контрольно-токсикологічних лабораторій Міністерства агропромислового комплексу України та лабораторій інших органів центральної виконавчої влади (Узгоджений з Міністерством охорони здоров’я України 10.06.1997р., Постанова №50, затверджений комісією у справах випробувань і реєстрації засобів захисту та регуляторів росту рослин і добрив Міністерства екології і природних ресурсів України 19.06.1997р., №50-97).

Особистий внесок здобувача полягає у розробці і обгрунтуванні концепції роботи, визначенні напрямків досліджень, розробці програми, постановці і проведенні досліджень, виконанні експериментальної частини досліджень, узагальненні одержаних результатів та їх інтерпретації, підготовці друкованих праць, наукових звітів, методичних рекомендацій, навчальних програм.

За надану методичну допомогу у підготовці дисертаційної роботи автор щиро вдячний академіку УААН, доктору біологічних наук В.П.Патиці; за допомогу у проведенні польових і лізиметричних досліджень завідувачу лабораторії агрохімії Чернігівського інституту АПВ УААН, доктору сільськогосподарських наук, професору О.М.Берднікову; за тривалу сумісну співпрацю по проблемі вивчення впливу мінеральних добрив на показники стану сірого опідзоленого грунту в умовах стаціонарного досліду ІЗ УААН завідувачу лабораторії агроекології, кандидату сільськогосподарських наук, В.І.Гамалєю і старшому науковому співробітнику лабораторії агроекології, кандидату сільськогосподарських наук С.Г.Корсун.

Апробація результатів дослідження. Матеріали дисертаційної роботи представлялися на IV (Херсон,1994), V (Рівне,1998) i VI (Умань,2002) делегатських з’їздах Українського товариства грунтознавців і агрохіміків; міждержавному науковому семінарі “Современные проблемы охраны и воспроизводства плодородия: экология, экономика, право” (Одеса,1994); конференціях: “Екологія Полісся: проблеми, сучасність, майбутнє” (Харків-Луцьк,1993), “Наукові основи ведення сільського господарства України в сучасних умовах (Чабани,1994), "Современные проблемы почвоведения и экологии” (Москва,1994); міжнародній конференції “Раціональне використання і охорона земельних ресурсів” (Київ,1994); Всеукраїнській науково-методичній конференції “Екологічна підготовка та виховання студентів аграрних навчальних закладів” (Житомир,1995); міжнародній конференції “Рациональное природопользование: системный анализ в экологии” (Севастопіль,1996); науково-методичній конференції “Сталий розвиток агроекологічних систем в умовах обмеженого ресурсного забезпечення” (Київ,1998); науково-практичному семінарі “Проект по удосконаленню практики використання пестицидів. USEPA-UNDP” (Київ,1998); міжнародній науково-практичній конференції “Землеробство ХХI століття –проблеми та шляхи вирішення” (Київ-Чабани,1999);науково-виробничній конференції “Оптимізація структури агроландшафтів і раціональне використання грунтових ресурсів” (Київ,2000); всеукраїнській науково-практичній конференції “Соціально-економічні проблеми природокористування та екології (Миколаїв,2001); всеукраїнській науково-практичній конференції “Стан земельних ресурсів України: проблеми, шляхи вирішення”(Харків,2001);міжнародній конференції “Сталий розвиток агроекосистем”(Вінниця,2002); засіданні НМЦ УААН “Агроекологія” (Київ,2002).

Публікації. Результати досліджень за темою дисертаційної роботи викладено у 57 наукових публікаціях, з яких 24 –статті у фахових виданнях.

Структура та обсяг дисертації. Дисертаційна робота викладена на 377 сторінці комп’ютерного набору, складається з вступу, восьми розділів, сім з яких є експериментальною частиною роботи, загальних висновків, рекомендацій виробництву, списку використаних 416 літературних джерел, в тому числі 40 іноземних авторів. Ілюстрована 87 таблицями, 56 рисунками.

ОСНОВНИЙ ЗМІСТ РОБОТИ

Методика дослідження

Обгрунтування напрямку роботи. Попередніми роботами В.Г.Мінєєва, Ю.В.Алєксєєва, В.Н.Кудєярова та інших ще у 70-80 роках ХХ ст. було показано основні негативні впливи мінеральних добрив на грунтову систему. Відомими токсикологами Е.І.Гончаруком, М.С.Соколовим та іншими розроблено методичні підходи до оцінки небезпечності екзогенних хімічних речовин у грунті. Фундаментальними працями М.А.Глазовської закладено основи оцінки стійкості грунтів до забруднення токсикантами. Колективом вчених грунтознавців і агрохіміків ННЦ “Інститут грунтознавства і агрохімії ім. О.Н.Соколовського” під керівництвом академіка В.В.Медведєва розроблено екологічні нормативи для оцінки стану грунтів, які знаходяться під антропогенним впливом.

Базуючись на названих розробках, дослідження велися в напрямку створення структури показників і екологічних нормативів для агроекологічної оцінки мінеральних добрив, як екзогенних хімічних речовин, за впливом на процеси, що відбуваються у грунтовій системі. Для цього вивчалися питання надходження, нагромадження в верхніх шарах грунту, міграції у горизонтальному і вертикальному напрямку, впливу на біологічні об’єкти мінеральних добрив і окремих їх компонентів, а також визначалися кількісні параметри цих процесів. Методикою досліджень враховувалося, що мінеральні добрива, які за своєю природою є хімічними солями та їх сумішами, можуть бути джерелом надходження багатьох хімічних елементів та сполук у довкілля. Тому дослідження передбачали вивчення як адитивних впливів окремих складових мінеральних добрив на грунтову систему, так і їх синергічної дії. При вивченні адитивних ефектів виходили з того, що згідно існуючих стандартів, ступінь стійкості грунтової системи до хімічних речовин-забруднювачів необхідно оцінювати у відношенні до конкретної речовини, джерелом якої може виступати мінеральне добриво. При цьому розрізняли педохімічно активні речовини, які створюють кислотно-основні умови в грунті і впливають таким чином на загальний стан грунтової системи (переважно макроелементи та їх сполуки - NO-, SO--, C1-, Na+); біохімічно активні речовини, які впливають в першу чергу на живі організми –мікрофлору, рослини, тварини (As,Cd,Pb,Cr,Zn,Ni,Cu,Sn,Hg,F- та ін.); речовини, які здатні знаходитися в грунті у таких формах, які ведуть до їх міграції в поверхневі, грунтові та підземні води (NO-, SO--, F-, C1-,Cd, Zn та ін.). Сумарні впливи мінеральних добрив вивчали за відповідною реакцією біологічних тест - об’єктів.

Об’єктами дослідження були мінеральні добрива і їх складові - хімічні речовини, які становлять потенційну загрозу для людини і природних екосистем.

В якості традиційних мінеральних добрив вивчали аміачну селітру (NHNO - 34,5%N, ГОСТ2-75), суперфосфат простий гранульований (Ca(HPO)HO - 19,5%РО, ГОСТ5956-78), хлористий калій (KCl - 53,6-62,5%КО, ТУ6-12-84-75). Дослідженню підлягали також нові види мінеральних добрив і сировина для їх виготовлення: фосфоровмісні руди і продукти їх переробки родовищ України: Ново-Амвросієвського, Південно-Осиківського, Осиківського, Маневицько-Клеванської фосфоритоносної площадки, Ратновського, Волинського, Здолбунівського, Котовського. Новий вид фосфорних добрив - агрофоска (АФК), який виготовляється з вітчизняної природної фосфоритної сировини Ново-Амвросієвського родовища Карпівського кар’єру (Донецька обл.), вміст загального фосфору –% Р2О і рухомого - 2,0 % РО, калію - 2,5% КО, кальцію - 27% СаО; новий вид азотних добрив –сульфат-гумат-амонію (СГА), який виробляється на ВАТ “Азот” м.Черкаси на основі сульфату амонію та гуматів амонію (натрію, калію) ((NH)SO+CHO), містить не менше 20% азоту, не більше 0,06% вільної сірчаної кислоти і 0,1-0,7% гумату амонію (натрію, калію).

Поряд з мінеральними добривами вивчали особливості надходження і поведінки у агроекосистемах їх окремих складових: кадмію (Cd), свинцю (Pb), миш’яку (As), цинку (Zn), міді (Cu), кобальту (Co), нікелю (Ni), фторид-іону (F -), нітрат-іону (NO-), хлорид-іону (Cl -), сульфат-іону (SO-).

Методи дослідження. Для характеристики валового запасу і рухомих форм токсикантів у грунті використовували комплекс екстрагентів, згідно загальноприйнятих методик. Визначення важких металів проводили методами атомно-абсорбційної спектроскопії і хроматографії в тонкому шарі сорбенту, фтору- потенціометричним методом за допомогою фторид-селективного електроду.

Оцінку стану грунтів за фізико-хімічними показниками проводили: загальний вміст гумусу –за методом Тюріна; груповий склад гумусу –за методом Кононової-Бєльчикової; вміст вільних і зв’язаних з рухомими півтораокисами гумусових речовин (агресивна фракція фульвокислот) –в ході визначення фракційного складу гумусу за схемою Тюріна в модифікації Пономарьової і Плотникової; актуальну кислотність грунту –шляхом вимірювання концентрації Н+ у розчині методом потенціометрії за допомогою іонселективних електродів; обмінну кислотність грунту і вміст рухомого алюмінію –за методом Соколова; гідролітичну кислотність –шляхом вилучення водню оцтовокислим натрієм; вміст обмінного натрію –у водній витяжці за допомогою полуменевого фотометру; вміст часточок грунту розміром <0,001 мм –у ході визначення гранулометричного складу грунту за методом Долгова і Лічманової; вміст NO- - потенціометричним методом за допомогою іонселективного мембранного електроду; вміст SO- - у водній витяжці об’ємним методом з азотнокислим свинцем Pb(NO) і дитизоном; вміст C1- - у водній витяжці об’ємним методом з азотнокислим сріблом AgNO.

Активність ферментів грунту визначали за методом Галстяна; нітрифікаційну здатність грунту за методом Кравкова; токсичність грунту - за показниками розвитку насіння пшениці за методом Акулова.

Висновки про всю генеральну сукупність даних робили на основі математичної статистики вибіркової сукупності за допомогою кореляційного, регресійного, дисперсійного аналізів. Використовували програми Microsoft Excel, Agrostat, пакет програм ІСГМ. Для розрахунків навантаження на територію України полютантів при застосуванні мінеральних добрив використовували матеріали Держкомстату України за 1985-2000 рр. Побудову карт забруднення території України внаслідок застосування мінеральних добрив здійснювали за допомогою програми ГІС MapInfo Corporation (1996). Для характеристики основних типів грунтів України використовували Атлас грунтів УРСР за редакцією М.К.Крупського і М.І.Полупана (1979).

Спостереження за змінами стану грунтової екосистеми під впливом інтенсивного застосування засобів хімізації, в тому числі мінеральних добрив, проводили протягом 1989-1994рр. на базі лабораторії агроекології Інституту землеробства УААН в умовах стаціонарного досліду “Розробка і вдосконалення інтенсивних технологій вирощування зернових культур у сівозміні на основі розширеного відтворення родючості грунту”, який було закладено в 1987 році у північній частині Лісостепу України (Київський агрогрунтовий район центральної провінції) на темно-сірому опідзоленому грунті.

Дослідження з вивчення екотоксикологічних особливостей нових видів мінеральних добрив вітчизняного виробництва і сировини для їх виготовлення, а також поведінки полютантів у агроекосистемі залежно від природних і антропогенних факторів, проводили протягом 1995–років на базі відділу екотоксикології Інституту агроекології та біотехнології УААН і Чернігівського інституту АПВ УААН в умовах Козелецько-Коропського агрогрунтового району (лівобережна низинна провінція зони Полісся) на дерново-середньопідзолистому супіщаному грунті і Бобровицько-Бахмацького агрогрунтового району (північна підпровінція зони Лісостепу) на чорноземі типовому малогумусному.

Дослідження величини радіальної міграції катіонів і аніонів проводили в умовах стаціонарних лізиметричних установок, для засипки яких було використано дерново-середньопідзолистий супіщаний грунт з морфологічною і генетичною характеристикою відповідно до польових грунтових розрізів.

З метою вивчення особливостей поведінки у грунтовій екосистемі біохімічно активних речовин, джерелом яких можуть виступати мінеральні добрива, протягом 1999-2001 рр. в умовах дерново-середньопідзолистого грунту і чорнозему типового проводили польовий і лізиметричний досліди з штучними фонами забруднення грунту Cd,Pb,Zn,Cu. Для врахування різного рівня токсичності, метали вносилися еквівалентно їх гранично допустимим концентраціям у грунті (ГДК).

Для встановлення особливостей переходу токсикантів із добрив у грунт, а також із різних типів грунтів у розчин при різних кислотно-лужних умовах середовища проводили лабораторні модельні досліди з імітацією грунтових розчинів з різними рівнями рН і екстракцією токсикантів у часі.

Біохімічно активні елементи мінеральних добрив та рівні їх надходження в агроекосистеми. Питання щодо забруднення агроекосистем біохімічно активними елементами внаслідок застосування мінеральних добрив, залишається дискусійним. У зв’язку з цим, було проведено визначення розмірів надходження As,Cd,Pb,Cо,Zn,Ni,Cu,F в агроекосистеми України і встановлено рівень небезпечності цього процесу. Розрахунки проводилися на основі використання статистичних даних щодо застосування мінеральних добрив під урожай сільськогосподарських культур протягом 1966-2000 рр. Базовим було обрано 1990 рік, як рік застосування мінеральних добрив у науково-обгрунтованих нормах і досягнення найбільшої продуктивності сільськогосподарських культур. Отримані результати показали, що за період 1966-2000 рр. в обмінний фонд біогеохімічного циклу агроекосистем України поступило 0,3 тис.т Cd, 2,0 тис.т Pb, 1,0 тис.т As, 890 тис.т F. Для встановлення рівня небезпечності цього процесу було використано модуль техногенного геохімічного тиску –Dm, що показує кількість речовини, яка в певному регіоні переходить із техногенних потоків у природні. Було встановлено, що привнесення Cd,Zn,Cu,As,Ni,Co з мінеральними добривами знаходилося у межах середніх величин, в той час, як модуль техногенного геохімічного тиску фтору перевищував середній рівень у 2,6-2,9 рази, що говорить про активну роль мінеральних добрив у перерозподілі цього елементу між літосферою і педосферою і можливому нагромадженні у грунтах агроекосистем України з подальшою міграцією у суміжні екосистеми (рис.1).

В межах окремого поля, яке може виступати як складова частина єдиної агроекосистеми, мінеральні добрива є суттєвим, але не єдиним джерелом токсичних елементів: значний внесок у ці процеси органічних добрив, а також в певній мірі меліорантів. Нашими дослідженнями було встановлено, що основна кількість токсичних елементів (до 70%) надходить в агроекосистеми з фосфорними добривами, з азотними і калійними - 17%, вапняковими матеріалами-13%. Органічні добрива в межах агроекосистеми відіграють роль біоконцентраторів і рециркуляторів токсичних елементів, з ними у грунт може надходити до 60% від їх загальної кількості. Участь азотних, фосфорних, калійних, органічних добрив та меліорантів у надходженні As, Cd, Pb, F у грунт значною мірою залежить від системи удобрення.

Використання низькоконцентрованих мінеральних добрив, порівняно з традиційними, значно збільшує надходження токсичних елементів у агроекосистеми. Так, при застосуванні нового виду фосфорних добрив –агрофоски, нагромадження у грунті фтору може відбутися у 3,7 раз, кадмію у 1,9 раз інтенсивніше, порівняно з простим суперфосфатом (табл.1).

Таблиця 1

Модуль техногенного геохімічного тиску токсичних елементів на агроекосистему при застосуванні суперфосфату простого і агрофоски в дозі Р

Добриво

Dm, г/га·рік

Cd	Pb	As	F
Суперфосфат простий (19,5% РО)	0,82	,57	,16
Агрофоска (12,0 % РО)	3,00	,50	,75
Dm, допустимий рівень	100
Dm, середній рівень для України	0,6-0,8	,8-5,2	,6-3,0	-2900

Незважаючи на те, що в останні роки кількість мінеральних добрив, які застосовуються в сільському господарстві, значно зменшилася (в середньому по Україні до 15-20 кг/га NPK), прогресивні агроформування для досягнення високої продуктивності сільськогосподарських культур застосовують 200-300 кг/га NPK. Прогнозні розрахунки надходження токсичних елементів в агроекосистеми з мінеральними добривами при такому рівні їх застосування свідчать про обов’язковість контролю за цими процесами.

Екотоксикологічна небезпечність біохімічно активних елементів визначається не всією масою у грунті, а лише кількістю, що знаходиться в рухомих формах. Тому для об’єктивної оцінки необхідно враховувати здатність грунтів до мобілізації і іммобілізації біохімічно активних елементів.

Толерантність грунтів відносно біохімічно активних речовин мінеральних добрив. Здатність грунту до хімічного, фізико-хімічного, біологічного поглинання біохімічно активних елементів і утримання їх у фіксованому стані визначає його стійкість до забруднення (pollution tolerance). Встановлення взаємозв’язку між рухомістю біохімічно активних елементів і властивостями грунтів дає можливість підійти диференційовано до оцінки мінеральних добрив при їх застосуванні у різних грунтово-кліматичних умовах.

Вивчення особливостей рухомості Cd,Pb,Zn,Cu,Ni,Co,F у різних типах грунтів (дерново-середньопідзолистих, темно-сірих опідзолених, чорноземах типових малогумусних, чорноземах звичайних малогумусних, темно-каштанових солонцюватих) показало безумовну залежність інтенсивної та екстенсивної рухомості важких металів від параметрів фізико-хімічного стану грунтів. Простежувався тісний зв’язок між часткою рухомих форм важких металів і вмістом гумусу (r= -0,853), вмістом гранулометричної фракції <0,001 мм (r= - 0,894). З підвищенням кислотності грунтового розчину частка рухомих сполук важких металів у грунті зростала (r= - 0,941).

При різних рівнях вмісту валових і рухомих форм важких металів (Mn+) для всіх грунтів відмічалася єдина тенденція - на фоні зростання валових запасів металів (від грунтів підзолистого типу до чорноземів), кількість металів у рухомих формах зменшувалася. Так, частка рухомих форм металів у дерново-середньопідзолистому грунті коливалася в межах 29,0÷62,5%, у чорноземі звичайному малогумусному –,8÷21,9%. Від металів за особливостями взаємодії з твердою фазою грунту суттєво відрізнявся типовий неметал - фтор. На відміну від металів, фтор проявляв певну інертність до органічної речовини грунту. Його рухомість залежала від наявності у грунтовому комплексі натрію, здатного до реакцій обміну, і підвищувалася з переходом від кислої реакції грунтового розчину до нейтральної і лужної. Вміст фтору, вилученого в результаті сплавлення з концентрованим NaOH коливався в межах 40,6-162,4 мг/кг F-, з максимумом накопичення у дерново-середньопідзолистому грунті. Для рухомих сполук F-, навпаки, спостерігалася тенденція більшого нагромадження у грунтах чорноземного типу. Було встановлено тісний корелятивний зв’язок між часткою найбільш рухомої форми фтору у грунті (водорозчинного) і рН середовища (r=0,881), вмістом гранулометричної фракції <0,001мм (r=0,972), вмістом натрію (r=0,824).

На основі встановлення функціональної залежності між часткою рухомих форм біохімічно активних елементів і фізико-хімічними властивостями грунтів було проведено розрахунки їх толерантної здатності, кількісним показником якої виступав коефіцієнт толерантності –kt. Оцінка проводилася за бальною системою, величина оціночного балу для кожного фактору, що враховувався, відповідала його значимості у процесах іммобілізації і мобілізації хімічних елементів. Для цього було визначено діапазони рухомості хімічних елементів –Cd, Pb, Zn, Cu, Ni, Co, F (у) при зміні рН грунту, вмісту гумусу, фракції <0,001 мм, NaO (х) з подальшим вираженням величини прирощення залежної змінної у відносних одиницях –балах.

Толерантність грунтів по відношенню до групи важких металів, виражена через kt, була найвищою для грунтів, які характеризувалися рН >6,5, вмістом гумусу > 3%, кількістю гранулометричної фракції <0,001 мм > 30% (переважно грунти зони Лісостепу, Степу). Усереднені коефіцієнти толерантності kt, знаходилися в межах 0,60-1,00. Найменшою толерантністю до металів характеризувалися грунти Поліської зони з рН<6,0, вмістом гумусу <1,5%, кількістю гранулометричної фракції <0,001 мм <15%. Коефіцієнти толерантності коливалися в межах 0,11-0,35 (рис.2).

Толерантність грунтів відносно фтору підпорядковувалася іншій залежності: найвищі kt спостерігалися відносно грунтів зони Полісся (середній рівень kt –,83), найнижчі - грунтів зони Степу (середній рівень kt –,24), проміжне положення займали грунти зони Лісостепу (середній рівень kt –,42).

Отримані результати показали, що екотоксикологічний контроль при застосуванні мінеральних добрив, які містять у своєму складі значну кількість біохімічно активних елементів, необхідно проводити диференційовано у залежності від грунтово-кліматичних умов зони застосування. У зоні Полісся України на грунтах, що характеризуються кислою реакцією середовища, невисоким вмістом гумусу і мулистої фракції, обов’язковим повинен бути екотоксикологічний контроль за вмістом рухомих форм важких металів у грунті. У зонах Лісостепу і Степу України на грунтах з нейтральною, лужною реакцією середовища і високим вмістом натрію, обов’язковим повинен бути контроль за вмістом рухомих форм фтору у грунті.

Рухомість хімічних речовин у верхньому шарі грунту визначає їх здатність до радіальної і латеральної міграції, що може бути причиною погіршення якості природних вод.

Оцінка мінеральних добрив за впливом на радіальну міграцію катіонів і аніонів. В якості кількісного показника активності радіальної міграції було використано коефіцієнт концентрації (Кс), який характеризує ступінь накопичення хімічних речовин у компоненті системи відносно обраного еталону (Л.М.Малишева, 2000). Контролю підлягали хімічні речовини, які під дією мінеральних добрив можуть надходити у природні води і впливати на їх якість: хлориди (за Cl-), сульфати (за SO-) –клас небезпечності IV; F, Ni, Cu, Zn - клас небезпечності III; нітрати (за NO-), Cd, Pb, Co - клас небезпечності II відносно впливу на якість води.

В умовах польових стаціонарних і тимчасових польових дослідів, а також за допомогою лізиметричних установок і гідрохімічних кущів, на різних типах грунтів було вивчено горизонтальний перерозподіл хімічних речовин як у метровому профілі грунту, так і до рівня залягання грунтових вод. В результаті було встановлено, що серед іонів більшою активністю радіальної міграції під впливом мінеральних добрив характеризуються аніони, для яких пріоритетним є наступний низхідний ряд: Cl- > NO- > SO- >F-. Коефіцієнти концентрації для аніонів коливалися в діапазонах: C1- : 0,7÷16,6; NO- : 0,9÷7,5; SO- : 0,7÷4,2; F- : 0,9÷1,4. Катіони характеризувалися значно меншою активністю радіальної міграції під впливом мінеральних добрив, їх перерозподіл у профілі грунту залежав від особливостей як механічної так і фізико-хімічної міграції. Коефіцієнти концентрації для Zn,Cu,Cd, Pb, Ni, Co були близькими і коливалися в межах 0,7÷1,7.

Визначення рівнів впливу мінеральних добрив на радіальну міграцію хімічних елементів, було проведене на основі встановлення функціональної залежності між величинами коефіцієнтів міграції (Кс) найбільш рухомих хімічних речовин (Cl – i NO-) і величиною навантаження мінеральних добрив на гектар ріллі (NPK, кг/га). (рис.3).

Згідно отриманих результатів, рівні впливу мінеральних добрив на радіальну міграцію хімічних речовин мають наступну градацію: Кс 1,0 - мало небезпечний; Кс 1,1-2,9 –помірно небезпечний; Кс 3,0-5,0 –небезпечний; Кс 5,0 –особливо небезпечний рівень.

Оцінка впливу мінеральних добрив на грунтову систему за біологічними тестами. В якості біотестів використовували показники розвитку рослин (продуктивність, особливості розвитку на окремих етапах органогенезу), активність грунтових ферментів (група оксидоредуктаз), нітрифікаційних процесів у грунті.

Було встановлено, що методи біотестування за показниками розвитку рослин можна використовувати лише при високих рівнях забруднення грунту біохімічно активними елементами (1,0-5,0 ГДК Cd,Pb,Zn,Cu за валовими формами). При забрудненні грунту на рівні 0,5 ГДК проявлявся стимулюючий ефект відносно тест-рослин, як за показниками продуктивності, так і за показниками онтогенетичного розвитку. З мінеральними добривами у грунт, як правило, надходить незначна кількість біохімічно активних елементів, тому використання такого методу оцінки відносно мінеральних добрив є недоцільним.

Чутливим показником відносно забруднення грунту біохімічно активними речовинами виявилася активність ферментів грунту. Зниження активності пероксидази і поліфенолоксидази відбувалося вже при рівні забруднення 0,5 ГДК, і складало 15,1-25,8% відносно контролю. При збільшенні рівня забруднення Cd,Pb,Zn,Cu з 0,5 ГДК до 5,0 ГДК активність ферментів знижувалася до 64,1-82,7%. Депресивний вплив забруднення грунту важкими металами спостерігався протягом тривалого часу - більше року. Високою чутливістю відносно забруднення грунту біохімічно активними елементами характеризувалася також нітрифікаційна здатність грунту, яка є опосередкованим показником активності групи грунтових бактерій роду Nitrosomonas, Nitrosocystis, Nitrosospira і Nitrobacter. Так, при забрудненні грунту важкими металами на рівні 0,5 ГДК нітрифікаційна здатність грунту зменшилася на 40,2% порівняно з контролем. Порівняльна оцінка методів біотестування відносно біохімічно активних елементів, компонентів мінеральних добрив, представлена на рис.4.

Методи біотестування за показниками ферментативної активності грунту виявилися чутливими і відносно оцінки впливу мінеральних добрив на його кислотно-основні властивості. Але депресивний вплив педохімічних властивостей мінеральних добрив на активність ферментів проявлявся лише на дерново-підзолистому грунті і суттєво залежав від вмісту в грунті рухомого алюмінію, про що свідчать коефіцієнти парної кореляції. На чорноземі типовому з високим природним рівнем буферної здатності, депресивний ефект мінеральних добрив не спостерігався (табл. 2).

Таким чином, було встановлено, що оцінку впливу мінеральних добрив на забруднення грунту біохімічно активними елементами і зміну кислотно-основних властивостей можна проводити за показниками активності грунтових ферментів групи оксидоредуктаз, а також за показниками нітрифікаційної здатності грунту.

Результати експериментальних досліджень і теоретичні узагальнення стали основою для розробки класифікації мінеральних добрив за показниками негативних впливів на грунтову систему.

Розробка класифікації мінеральних добрив за впливом на грунтову систему. Було визначено структуру показників, яка враховувала вплив мінеральних добрив на екотоксикологічний, агрохімічний, гідрохімічний стан грунтової системи. В межах визначених показників за рівнем впливу на стан грунтової системи було проведено поділ мінеральних добрив на 4 класи небезпечності (згідно рекомендацій Всесвітньої організація охорони здоров’я щодо поділу хімічних речовин): І клас –

Таблиця 2

Активність ферментів групи оксидоредуктаз (мг пурпургаліну на 1 г грунту) при застосуванні мінеральних добрив на дерново-середнопідзолистому грунті і чорноземі типовому

Кількість добрив, кг/га	Кислотність грунту, мг-екв.на 100 г грунту	Вміст A1, мг/100 г грунту	Ферментативна активність грунту*
загальна	обумовлена Н+	поліфенол оксидаза	пероксидаза
f1	f2	f3	f4	f5
грунт –дерново-середньопідзолистий супіщаний
Контроль	0,41	,14	,40	,44	,29
240 NPK	,69	,12	,10	,33	,24
r(f1-f4)= - 0,998 r(f2-f4)= - 0,980	r(f3-f4)= - 0,996 r(f1-f5)= - 0,540	r(f2-f5)= 0,604 r(f3-f5)= - 0,569
грунт –чорнозем типовий малогумусний
Контроль	0,34	,12	,02	,33	,30
240 NPK	,49	,31	,62	,46	,35

r (f1-f4) = 0,781 r (f3-f4) = - 0,129

r (f2-f4) = 0,658 r (f1-f5) = - 0,491

r (f2-f5) = 0,294

r (f3-f5) = 0,302

Fф > Fт

особливо небезпечні; II клас –небезпечні; III клас –помірно небезпечні; IV клас –мало небезпечні. Діапазон показників в межах класів небезпечності було визначено згідно нормативів, кількісні параметри яких встановлювалися за результатами експериментальних досліджень, а також шляхом адаптації існуючих нормативів щодо оцінки екологічного стану грунтів і екотоксикологічної оцінки екзогенних хімічних речовин у грунті.

Для врахування особливостей впливу мінеральних добрив на грунтову систему, зосередження уваги на їх головних негативних властивостях, було проведено поділ мінеральних добрив на наступні групи (рис.5):

директивної дії (direct–прямий) - негативний вплив на природне середовище відбувається за рахунок токсичних домішок у складі мінеральних добрив, серед яких найбільш небезпечними є важкі метали, радіоактивні елементи, фтор та ін., що надходять у грунт при застосуванні добрив і є безпосередніми забруднювачами. До цієї групи за вмістом токсичних домішок, в першу чергу, відносяться фосфорні добрива, що пояснюється геологічним походженням, хімічним складом сировини та особливостями технологій виробництва;
індирективної дії (indirect–непрямий) - негативний вплив на природне середовище відбувається внаслідок фізико-хімічних властивостей мінеральних добрив, які в грунті проявляють себе як хімічно, фізіологічно, біологічно кислі/лужні і певним чином впливають на стан грунтового комплексу. При цьому змінюється реакція грунтового 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-грунт-рослина”, “добриво-грунт-природні води”. До таких добрив, перш за все, належать азотні, які в багатьох випадках є фізіологічно кислими або лужними.

Для мінеральних добрив директивної дії за основний критерій оцінки небезпечності було прийнято кількість біохімічно активних елементів, що може надійти в грунтову систему. З метою оптимізації роботи було проведено селективний відбір елементів, які повинні підлягати першочерговому контролю. Вивчення особливостей поведінки біохімічно активних елементів у грунтовій системі дозволило окреслити групу особливо небезпечних, які повинні підлягати першочерговому контролю, це Cd,Pb,As,F (за існуючими стандартами відносяться до I класу небезпечності). Контроль за такими елементами як Сu,Zn,Ni,Co (II клас небезпечності) необхідно проводити при потребі -високий вміст у добриві згідно ТУ, застосування добрива у геохімічно аномальних зонах тощо.

Основними показниками оцінки мінеральних добрив директивної дії повинні бути:

перевищення фонового вмісту і гранично допустимої концентрації елементів I-II класу небезпечності у верхньому шарі грунту при застосуванні рекомендованої дози добрива у конкретних грунтово-кліматичних умовах. Оцінку необхідно проводити за впливом на вміст рухомих форм біохімічно активних елементів, оскільки саме вони визначають рівень небезпечності. Рівень впливу, визначений шляхом адаптації існуючих нормативів оцінки екологічного стану грунтів, відносно перевищення гранично допустимої концентрації рухомих форм елементів наступний (перевищення, кратність): високо небезпечний > 10,0; небезпечний –,0-10,0; помірно небезпечний –1,1-2,0; мало небезпечний < 1,0; відносно перевищення фонового вмісту (перевищення, кратність): високо небезпечний >6,0; небезпечний –,0-6,0; помірно небезпечний –-4; мало небезпечний ≤ 2,0
час досягнення критичної концентрації –Тк, проводиться за результатами прогнозу нагромадження елементів I-II класу небезпечності в грунті вище допустимого рівня. Прогноз грунтується на визначенні часу досягнення критичної концентрації у грунті елементів, що підлягають контролю (Тк) і представляє собою відношення можливого додаткового надходження токсичних елементів з добривом (A) до фактичного (G): Тк = A/G (роки). Передбачає використання коефіцієнтів толерантності грунтів і встановлення рівнів небезпечності впливу мінерального добрива на процеси нагромадження біохімічно активних елементів у грунті.

Можливе додаткове внесення токсичних елементів у грунт з добривом розраховується як: А=(ГДК-F ) 3000000 kt , де А - можливе додаткове внесення токсичних елементів у грунт з добривом, мг/га; ГДК –гранично допустима концентрація, мг/кг; F - фоновий вміст токсичного елементу у грунті, мг/кг; 3000000 - маса орного шару грунту в перерахунку на суху речовину, кг/га; kt –коефіцієнт толерантності, що враховує властивості грунту і відбиває здатність грунту утримувати хімічні елементи у фіксованому стані.

Фактичне надходження токсичних елементів у грунт з добривом розраховується як: G = d g100 / g, де G - фактичне надходження токсичних елементів у грунт з добривом, мг/га; d - доза добрива за діючою речовиною, кг/ га; g - вміст діючої речовини у добриві, %; g - вміст токсичного елементу у добриві, мг/ кг.

Оцінку рівня небезпечності застосування мінерального добрива за величиною часу досягнення критичної концентрації біохімічно активних елементів у грунті (Тк) доцільно проводити наступним чином: <10 років - високо небезпечний; 10-30 –небезпечний; 31-100 –помірно небезпечний і >100 років - мало небезпечний рівень.

Для мінеральних добрив індирективної дії за основний критерій оцінки небезпечності було прийнято рівень впливу на педохімічні властивості грунту. Рівень впливу, визначений за існуючими нормативами оцінки екологічного стану грунтів, відносно змін актуальної і потенційної кислотності грунту наступний: високо небезпечний –підвищення кислотності за рНH2O >2,5 од., рНKCL >1,5 од., Нг >4,0 мекв/100 г грунту, лужності за рНH2O >1,3 од.;небезпечний –підвищення кислотності за рНH2O на 2,5-1,0 од., рНKCL на 1,5-1,0 од., Нг на 4,0-2,0 мекв/100 г грунту, лужності за рНH2O на 1,3-0,8 од.; помірно небезпечний –підвищення кислотності за рНH2O на 0,9-0,5 од., рНKCL на 0,9-0,5 од., Нг на 1,9-1,0 мекв/100 г грунту, лужності за рНH2O на 0,7-0,3 од.; мало небезпечний –підвищення кислотності за рНH2O < 0,5 од., рНKCL <0,5 од., Нг <1,0 мг-екв/100 г грунту, лужності за рНH2O <0,3од.

Обов’язковим і дуже важливим критерієм оцінки мінеральних добрив директивної і індирективної дії є токсичність для біоти, кількісні показники якої встановлюються за найбільш чутливими біотестами. Нормування впливів мінеральних добрив на біологічну активність грунтової системи проводили згідно рекомендованих екотоксикологічних нормативів. За розмірами відхилення розвитку організму, або активності позаклітинних біохімічних реакцій від контролю рівень впливу мінеральних добрив визначали наступним чином: <10% - малонебезпечний, 10-25% - помірно небезпечний, 26-50% - небезпечний і >50% дуже небезпечний рівень впливу. За часом відновлення попереднього стану (місяці) - <1,0 - малонебезпечний, 1,0-2,9 - помірно небезпечний, 3,0-6,0 - небезпечний і >6,0 - дуже небезпечний рівень впливу.

За допомогою критерію міграція враховували вплив мінеральних добрив директивної і індирективної дії на перерозподіл хімічних речовин у радіальному напрямку. Рівні впливу мінеральних добрив на ці процеси визначали за кількісним показником –коефіцієнтом концентрації, наступним чином: Кс 1,0 - мало небезпечний; Кс 1,1-2,9 –помірно небезпечний; Кс 3,0-5,0 –небезпечний; Кс 5,0 –особливо небезпечний рівень.

Проведена робота стала основою класифікації мінеральних добрив за впливом на грунтову систему (табл. 3).

Розроблений підхід було використано для проведення агроекологічної оцінки нових видів мінеральних добрив вітчизняного виробництва, а саме фосфоритів родовищ України, фосфорного добрива –агрофоска і азотного добрива - сульфат-гумат-амонію.

Агроекологічна оцінка фосфоритових концентратів родовищ України за впливом на грунтову систему. За даними геологічних пошукових розвідок поклади фосфоритової сировини знаходяться на території 13 областей України, загальна кількість родовищ фосфоритів становить близько 360, в тому числі виявлено і різною мірою вивчено 8 великих родовищ із запасами 100-120 млн. т РО. Необхідно відмітити, що фосфоритова сировина українських родовищ не відноситься до кондиційних руд і тому не придатна для виготовлення висококонцентрованих фосфорних добрив типу суперфосфату. Це обумовлює в добривах, виготовлених з місцевої сировини, значну кількість баластних елементів, серед яких можуть бути і токсичні. Такі добрива відносяться до групи директивної дії і повинні підлягати обов’язковій агроекологічній оцінці.

Екотоксикологічні дослідження фосфоритів родовищ України (Ново-Амросіївського, Південно-Осиківського, Осиківського, Волинського, Здолбунівського, Ратновського родовищ та Маневицько-Клеванської фосфоритоносної площадки) показала невисокий вміст важких металів у їх складі.

Таблиця 3

Класифікація мінеральних добрив за показниками впливу на грунтову систему

Показник

Клас небезпечності

I	II	III	IV
Перевищення фонового вмісту (елементи I-II класу небезпечності), кратність	> 6	-6	-4	< 2
Перевищення ГДК (елементи I-II класу небезпечності, рухомі форми), кратність	> 10,0	,0-10,0	,1-2,0	≤ 1,0
Час досягнення критичної концентрації –Тк, роки	< 10	-30	-100	> 100
Зміна кислотно-основних показників грунту:
рН H2O
підвищення кислотності на од.рН	> 2,5	,5-1,0	,9-0,5	< 0,5
підвищення лужності на од.рН	> 1,3	,3-0,8	,7-0,3	<0,3
рН KCL, підвищення на од.рН	> 1,5	,5-1,0	,9-0,5	< 0,5
гідролітична кислотність підвищення на мекв/100 г грунту	> 4,0	,0-2,0	,9-1,0	< 1,0
Активність радіальної міграції:
Кс, кратність	> 5,0	,0-5,0	,1-2,9	≤ 1,0
швидкість, см/3 міс	> 50	-21	-10	<10
Вплив на біологічну активність грунту:
зниження чисельності/активності, %	51-100	-50	-25	< 10
час відновлення, міс	> 6	-6	-2	< 1

Зокрема кількість Cd, елементу за яким ведеться токсикологічна регламентація якості фосфорних добрив, у фосфоритах українських родовищ знаходилася в межах 0,3-0,9 мг/кг (для порівняння - у фосфоритах російських родовищ 1,5-5,0 мг/кг)

Прогноз можливого нагромадження у грунті важких металів при застосуванні фосфоритів в дозі 60 кг/га РО за показником Тk показав, що перевищення критичної концентрації цих елементів у грунті не відбудеться протягом тривалого часу застосування –Тk > 100років (IV клас небезпечності). Але в результаті проведення імітаційного лабораторного досліду було встановлено, що при кислій реакції середовища у грунтовий розчин важкі метали з фосфоритових концентратів переходять більш активно, ніж при нейтральній і лужній. Так, при рН=4,0 з фосфоритових концентратів Південно-Осиківського, Волинського, Здолбунівського родовищ вилучається відповідно 50,0, 62,5, 37,5 мкг/л металів (Σ Pb,Ni,Co,Cu,Zn), а при рН=7,0 відповідно 10,3, 6,5, 6,8 мкг/л. Тобто, при застосуванні фосфоритових концентратів на грунтах з кислою реакцією необхідно проводити контроль за вмістом рухомих форм важких металів.

Прогноз можливого нагромадження в грунті фтору при застосуванні фосфоритів показує високу ймовірність негативного впливу цього елементу на грунтову систему –перевищення критичної концентрації може відбутися за 30-50 років, що відповідає II-III класу небезпечності.

Сучасні технології переробки природних фосфоритів у мінеральні добрива, в більшості випадків, не передбачають видалення фтору із сировини. Збагачення агроруд з метою підвищення вмісту фосфору часто супроводжується збільшенням у вихідному продукті концентрації супутніх елементів, в тому числі фтору. Проведені дослідження з природними фосфоритами та продуктами їх переробки –фосфоритовими концентратами, показали, що вміст рухомих сполук фтору у фосфоритових концентратах у 4-12 разів вище, ніж у вихідній сировині (табл. 4).

Таблиця 4

Вміст рухомих форм фтору у фосфоритах родовищ України

(врф –водорозчинна, крф –кислоторозчинна форма)

Родовище	Продукт	Вміст
РО,, %	F-, мг/кг
врф	крф
Ново-Амвросієвське	фосфоритовий концентрат	25,0	,9±0,57	±12,7
зернисті фосфорити	8,3	6,7±0,29	±1,4
Південно-Осиківське	фосфоритовий концентрат	27,9	,4±1,58	±12,9
зернисті фосфорити	4,1	,1±0,57	±2,9
МКП	фосфоритовий концентрат	25,0	,3±0,76	±22,9
жовнові фосфорити	9,6	,2±0,14	±2,9

Агроекологічна оцінка нового виду фосфорних добрив - агрофоска за впливом на грунтову систему. Прогноз ризику застосування агрофоски (АФК) за величиною Тк показав відсутність загрози забруднення грунту важкими металами Cd,Pb,As,Zn,Cu,Ni,Co (Тк >100 років, клас небезпечності –IV). В той же час, розрахунок Тк за вмістом фтору свідчить про реальну можливість забруднення грунту цим елементом протягом 10 років застосування (клас небезпечності –I). Вивчення в умовах лабораторного досліду особливостей переходу фтору з АФК у грунтовий розчин, показало чітку залежність активності цього процесу від кислотно-лужних умов середовища. Найбільша величина інтенсивної рухомості F- спостерігалася при лужній реакції розчину (рН=9,0). Отримані дані обумовлюють обов’язковість контролю за фтором при застосуванні АФК, особливо на грунтах з лужною реакцією середовища.

Оцінити фактичний рівень небезпечності забруднення грунту внаслідок застосування добрива можна лише за показниками вмісту рухомих форм хімічних елементів. Дослідженнями вмісту рухомих форм важких металів у дерново-середньопідзолистому грунті при внесенні агрофоски було встановлено, що небезпечного рівня їх нагромадження у верхньому шарі грунту не відбувається. Фактичний вміст металів не перевищував гранично допустиму кількість для рухомих форм: Cu –,6 мг/кг (ГДК –,0); Zn –,8 мг/кг (ГДК –,0); Ni –,9 мг/кг (ГДК –,0); Mn –,1 мг/кг (ГДК –,0). Вміст рухомих сполук найбільш небезпечного елементу –кадмію, знаходився нижче межі детектування. Коефіцієнти концентрації (Кс Mn+) не перевищували 2,0, що дозволяє віднести агрофоску за цими показниками до IV класу небезпечності.

Найбільшу небезпеку для грунтової екосистеми представляють рухомі форми фтору. Відомо, що саме вільний фторид-іон здатний до руйнації органічної речовини грунту і до міграції у горизонтальному і вертикальному напрямку. Застосування АФК призвело до певного підвищення рухомих сполук фтору у грунті: водорозчинного з 2,3 до 2,8-3,5 мг/кг, кислоторозчинного з 2,8 до 4,2-6,9 мг/кг, лужнорозчинного з 4,93 до 5,99-7,81 мг/кг. За роки досліджень не спостерігалося перевищення гранично допустимої кількості водорозчинного фтору у грунті (10 мг/кг), але проведення прогнозних розрахунків на основі функціональної залежності між збільшенням концентрації рухомих форм фтору і часом застосування АФК у рекомендованій дозі - Р в умовах дерново-середньопідзолистих грунтів на фоні азотно-калійного живлення (y=-1,37+2,81log(x);R=0,994) показало, що досягнення рівня ГДК водорозчинного фтору може відбутися за 5-6 років.

Дослідженнями радіальної і латеральної міграції хімічних елементів під впливом АФК в умовах польових і лізиметричних дослідів було встановлено, що відбувається переміщення хімічних елементів з інфільтраційними водами у радіальному напрямку. При цьому швидкість міграції окремих елементів підпорядковувалася наступній залежності: F>Zn=Cd=Ni=Co>Cu>Pb і коливалася у межах 4,4-12,5 см/міс. Максимальні величини Кс радіальної міграції свідчать про те, що контроль при застосуванні АФК необхідно проводити в першу чергу за такими елементами як фтор і цинк (Кс>3), а також за кобальтом і нікелем (Kc>2); міграція свинцю і міді знаходилася у межах безпечної (Кс<2).

Агрофоска, застосована у дозі 60 кг/га, проявляла стимулюючий ефект відносно активності процесів нітрифікації грунту, кількість нітратів підвищилася з 62,2 (фон - N K) до 83,4 мг/кг. Збільшення дози АФК до 180 кг/га супроводжувалося появою депресивного ефекту щодо нітрифікаційної здатності, кількість NO- відносно фону зменшилася до 50,2 мг/га, або на 19,5%. Максимально недіючою дозою АФК, згідно рівняння регресії y=103,43 + (-0,11)x при R= 0,914, була доза 93,5 кг/га за вмістом РО, При такому рівні застосування АФК пригнічення нітрифікаційної здатності дерново-середньопідзолистого грунту не перевищувало 10%.

Під впливом агрофоски відбувалася стимуляція активності пероксидази - ферменту, який приймає участь у процесах ресинтезу органічної речовини грунту, і проявлявся пригнічуючий ефект відносно активності поліфенолоксидази - ферменту, що приймає участь у процесах синтезу гумусових сполук. Загальна направленість процесів трансформації органічної речовини грунту при застосуванні АФК визначалася за співвідношенням між величиною активності цих ферментів, кількісним показником якого виступав коефіцієнт нагромадження гумусу (Кг). Величина даного коефіцієнту показала, що при застосуванні АФК переважали процеси розкладу гумусових речовин - Кг з 1,26 знизився до 1,06-0,87. Поряд з цим, активність пероксидази підвищилася з 0,66 до 0,79-0,81 мг пурпургаліну/1 г грунту.

Активізація процесів ресинтезу органічної речовини при застосуванні агрофоски пов’язана із складним комплексом перетворень у грунтовій багатопараметричній системі, коли паралельно відбувалися два процеси. З однієї сторони з добривом у грунт надходили біохімічно активні елементи, які здатні блокувати активні центри ферментів і порушувати процеси синтезу гумусу. З іншої сторони, у грунт надходив фтор, елемент з високою здатністю до руйнації гумусових сполук (А.Кабата-Пендиас,1989; Н.Кремленкова,1996). В результаті відбувалося поєднання хімічної і біологічної мінералізації гумусу і спостерігалася тенденція до зменшення величини коефіцієнту його нагромадження (Кг) при застосуванні АФК. Проведення кореляційного аналізу між вмістом різних за ступенем рухомості форм фтору і активністю пероксидази вказує на можливість взаємозв’язку між цими процесами (r= 0,844÷0,891).

Оцінка агрофоски за величиною зниження активності поліфенолоксидази показала, що застосування добрива у дозі 60 кг/га РО не призведе до значного погіршення стану біологічної активності грунту (7,2% зниження відносно фону), клас небезпечності –IV. Підвищення дози АФК до 180 кг/га РО супроводжувалося зниженням активності поліфенолоксидази на 16,9%, що відповідає III класу небезпечності. Максимально недіючою дозою, згідно рівняння регресії y = 99,43 + (-0,99)x (R=1,00), можна вважати дозу 91,2 кг/га РО, в межах якої не буде спостерігатися пригнічення активності поліфенолоксидази більше 10%. Узагальнені результати агроекологічної оцінки агрофоски за показниками небезпечності представлено у табл. 5.

Агроекологічна оцінка нового виду азотних добрив сульфат-гумат-амонію за показниками впливу на грунтову систему. Сульфат-гумат-амонію (СГА) відноситься до мінеральних добрив індирективної дії, тому дослідження були розпочаті із встановлення рівня впливу на кислотно-основні властивості грунту. Найбільш значні зміни відбулися у дерново-середньопідзолистому грунті. За величиною підвищення гідролітичної кислотності (Нг), СГА, застосований у дозі N, можна віднести до IV класу, N –до III класу і N –до II класу небезпечності. Досягнення небезпечного рівня (I-II клас небезпечності) при застосуванні рекомендованої дози - N, згідно функціональної залежності між рівнем Нг і часом застосування СГА (y=a ·b x, a=0,13, b=2,12, R=0,974), може відбутися за 20 років. На відміну від дерново-середньопідзолистого грунту, на високобуферному чорноземі типовому вплив СГА на гідролітичну кислотність (Нг) не носив негативного характеру.

Дослідження радіальної міграції NO- в умовах стаціонарних лізиметричних установок на дерново-середньопідзолистому грунті показали, що коефіцієнти концентрації NO- при збільшенні доз СГА від N до N кг/га пропорційно зростали від 6,2 до 17,2. За величиною КсNO- даний вид добрива можна віднести до I класу небезпечності навіть при мінімальній дозі, що вивчалася –N кг/га.

Таблиця 5

Агроекологічна оцінка агрофоски за показниками впливу на грунтову систему (доза 60 кг/га РО)

Показник	Величина показника	Клас небезпечності
Перевищення фонового вмісту у грунті (елементи I-II класу небезпечності, рухомі форми), кратність
Pb Cd F Zn Cu Ni	0,98 сліди 1,22 ,29 ,09 ,06	IV IV IV IV IV IV
Перевищення ГДК (елементи I-II класу небезпечності, рухомі форми), кратність
Cd, Pb, F, Zn, Cu, Ni, Co	< 1,0	IV
Час досягнення критичної концентрації –Тк, роки
Cd, Pb, As, Zn, Cu, Ni, Co	> 100	IV
F	< 10 (7,31)	I
Активність радіальної міграції (Кс, кратність):
Pb	1,67	III
Zn	3,14	II
Cu	3,79	II
Co	2,67	III
F	2,69	III
Ni	2,67	III
Швидкість радіальної міграції, сm/3 міс
Zn, Co, Ni	24,9	II
Cu	17,7	III
Pb	13,2	III
F	37,5	II
Вплив на біологічну активність грунту:
зниження активності поліфенолокисидази, %:	7,2	IV
зниження активності процесів нітрифікації, %:	не відбувається	IV

Спостереження за вертикальною міграцією SO- у грунтовому профілі різних грунтів вказали на значну залежність перерозподілу цього іону від вмісту органічної речовини –основні кількості SO- нагромаджувалися у гумусовому горизонті як чорнозему типового, так і дерново-середньопідзолистого грунту. Застосування СГА призвело до загального збільшення кількості SO- у профілі обох грунтів і рівномірного його розподілу, але коефіцієнти концентрації при цьому не перевищували рівня 2,3.

Сульфат-гумат-амонію не містить у своєму складі значної кількості токсичних домішок, але, в силу своїх хімічних властивостей, може сприяти підкисленню грунтового розчину, що, в свою чергу, може стати причиною підвищення рухомості небезпечних речовин, зокрема важких металів. Результати вивчення радіальної міграції рухомих сполук Cd,Pb,Zn,Cu,Ni,Co у профілі дерново-середньопідзолистого грунту при застосуванні СГА показали, що коефіцієнти концентрації для більшості металів знаходилися в інтервалі <1, що може бути свідченням як перерозподілу між різними за ступенем рухомості сполуками важких металів, так і підвищення інтенсивності вилуговування металів за межі метрового шару грунту. Саме вилуговування важких металів потребує обов’язкового контролю, оскільки може призвести до погіршення якості грунтових і поверхневих вод агроландшафту. Аналіз інфільтраційних лізиметричних вод показав, що застосування СГА сприяє зменшенню радіальної міграції групи потенційно небезпечних металів. Коефіцієнти концентрації для Pb, Zn, Cu, Co були <1. Відмічена залежність може бути пов’язана з тим, що до складу сульфат-гумат-амонію входять сполуки гуматного типу, які характеризуються дуже високою спорідненістю з важкими металами і сприяють зниженню їх рухомості у грунті.

Оцінка СГА за впливом на біологічну активність грунту показала, що серед оксидоредуктаз за активністю реакції на зростаючі дози СГА більшою чутливістю характеризувалася пероксидаза. Ця залежність спостерігалася як для дерново-середньопідзолистого грунту, так і чорнозему типового. На дерново-середньопідзолистому грунті, бідному на поживні елементи, невисокі дози СГА проявляли стимулюючий ефект у відношенні пероксидази, оптимальний інтервал рН для якої знаходиться у межах кислої реакції середовища. Для поліфенолоксидази така залежність не простежувалася. Застосування підвищених доз (СГА N) на дерново-середньопідзолистому грунті з низькою буферною здатністю призвело до помітного зниження активності процесів гуміфікації і активізації процесів мінералізації порівняно з контролем: активність поліфенолоксидази знизилася з 0,44 до 0,33 мг пурпургаліну на 1 г грунту. Одночасно, застосування СГА на чорноземі типовому з високою природною буферною здатністю, стимулювало процеси утворення гумусу - Кг збільшився з 111% на контролі до 143% при застосуванні СГА в дозі N. При цьому відмічалося значне зниження активності ферменту пероксидази. За показниками активності поліфенолоксидази, згідно рівняння регресії y=8,46+8,70x (R=0,974), до мало небезпечного можна віднести вплив СГА, якщо доза не буде перевищувати 95 кг/га за вмістом азоту. За показниками активності пероксидази, згідно рівняння регресії y=-0,49+6,36x (R=0,937), відповідно 63 кг/га. Результати досліджень показали, що меншим рівнем толерантності у відношенні сульфат-гумат-амонію характеризувалася пероксидаза, що дало підстави проводити оцінку впливу добрива на стан грунтової системи саме за активністю цього ферменту. Рівень зниження активності пероксидази у дерново-підзолистому грунті при застосуванні добрива у рекомендованій дозі (N) складав 18,1%, що відповідає III класу небезпечності.

Чутливим біологічним тестом відносно впливу СГА на грунтову систему виявилися також показники нітрифікаційної здатності грунту. Застосування СГА у дозі 90 кг/га призвело до її пригнічення на 18,6% у порівнянні з фоном (III клас небезпечності). При цьому спостерігався депресивний ефект у часі, тобто тривале застосування добрива може призвести до зміни функціонально-структурної організації біоценозу грунту.

Результати досліджень по вивченню впливу СГА на грунтову систему представлено в табл.6.

Таблиця 6

Агроекологічна оцінка сульфат-гумат-амонію за показниками впливу на грунтову систему

Показник	Величина показника	Клас небезпечності
Зміна кислотно-основних властивостей грунту: підвищення гідролітичної кислотності на мг-екв /100 г грунту	,33	III
Активність радіальної міграції (Кс, кратність):
NO -	7,4	I
SO-	1,8	III
Cd	0,8	IV
Pb	0,3	IV
Zn	0,6	IV
Cu	0,3	IV
Co	0,8	IV
Ni	2,1	III
Вплив на біологічну активність грунту:
зниження активності пероксидази, %:	18,1	III
зниження активності процесів нітрифікації, %:	18,6	III
час відновлення активності процесів нітрифікації	> 6 міс.	I

Представлений підхід дає можливість оцінити вплив мінерального добрива на процеси, що протікають у грунтовій системі, звернути увагу на показники, які не відповідають екологічним нормативам і своєчасно попередити негативні явища.

ВИСНОВКИ

У дисертаційній роботі наведене теоретичне узагальнення і новий підхід до оцінки мінеральних добрив за їх негативним впливом на процеси, що протікають у грунтовій системі і визначають як її екологічний стан, так і стан суміжних складових агроекосистеми, розроблено наукові основи і критерії агроекологічної оцінки мінеральних добрив.

Результати проведених досліджень дозволили зробити наступні висновки:

1. Загальну науково-обгрунтовану агроекологічну оцінку мінеральних добрив перед їх впровадженням у сільськогосподарське виробництво, доцільно проводити за розробленою чотирьохступеневою класифікацією небезпечності. Структура показників класифікації дозволяє визначити рівень впливу мінеральних добрив на екотоксикологічні, агрохімічні, геохімічні властивості грунтової системи; поділ на класи –встановити відповідність екологічним нормативам.

. Для врахування особливостей впливу мінеральних добрив на процеси, що протікають у грунтовій системі, необхідно проведення їх поділу на групу директивної дії (містять у своєму складі значну кількість токсичних домішок) та індирективної дії (впливають на кислотно-основні властивості грунту). Розроблений алгоритм дослідження різних видів мінеральних добрив, який базується на такому поділі, дозволяє зосередити увагу на основних можливих негативних впливах і уникнути зайвих досліджень.

4. При оцінці мінеральних добрив директивної дії першочергова увага повинна приділятися найбільш небезпечним елементам –Cd, As, F, Pb. Основна кількість цих елементів (до 70%) надходить в агроекосистеми з фосфорними добривами, з азотними і калійними - 17%, вапняковими матеріалами-13%. Особливої уваги потребує фтор, оскільки надходження його з мінеральними добривами в агроекосистеми України перевищує середній рівень Dm у 2,6-2,9 рази, що говорить про активну роль мінеральних добрив у перерозподілі F між літосферою і педосферою.

.Екотоксикологічна небезпечність важких металів (Cd,Pb,Zn,Cu,Ni,Co) і фтору (F) у грунті визначається не всією масою, а лише кількістю, що знаходиться в рухомих формах. Стійкість грунтів відносно забруднення важкими металами, виражена через коефіцієнт толерантності - kt, найменша для грунтів Поліської зони з рН<6,0, вмістом гумусу <1,5%, кількістю гранулометричної фракції <0,001 мм <15% (kt - 0,11÷0,35). Стійкість грунтів відносно фтору підпорядковується зворотній залежності, вона найнижча для грунтів зони Степу (середній рівень kt –,24).

6.Контроль за вмістом Cd,Pb,Zn,Cu,Ni,Co,F у грунті при застосуванні мінеральних добрив у різних грунтово-кліматичних умовах необхідно проводити диференційовано. При застосуванні мінеральних добрив на грунтах, що характеризуються кислою реакцією середовища, невисоким вмістом гумусу і мулистої фракції, обов’язковим повинен бути екотоксикологічний контроль за вмістом рухомих форм важких металів; на грунтах з нейтральною, лужною реакцією середовища і високим вмістом натрію, обов’язковим повинен бути контроль за вмістом рухомих форм фтору у грунті.

.Мінеральні добрива значною мірою впливають на вертикальний перерозподіл у профілі грунтів біогенних і токсичних елементів. Серед іонів більшою активністю міграції характеризуються аніони, для яких пріоритетним є наступний низхідний ряд: C1- > NO- > SO-- >F- Коефіцієнти концентрації (Кс) для аніонів коливаються в діапазоні 0,65÷16,6. Катіони (важкі метали) характеризувалися значно меншою активністю радіальної міграції під впливом мінеральних добрив (Кс - 0,74÷1,67). Оцінку мінеральних добрив необхідно проводити, згідно визначених рівнів їх впливу на процеси радіальної міграції біогенних і токсичних елементів: Кс 1,0 - мало небезпечний; Кс 1,1-2,9 –помірно небезпечний; Кс 3,0-5,0 –небезпечний; Кс 5,0 –особливо небезпечний рівень.

8. Агроекологічна оцінка мінеральних добрив за біологічними тестами дозволяє врахувати синергічну дію їх складових на процеси, що протікають у грунтовій системі. Чутливими показниками відносно впливу мінеральних добрив як директивної, так і індирективної дії, виявилися активність грунтових ферментів (група оксидоредуктаз), а також показники активності мікроорганізмів, що беруть участь у процесах перетворення азоту (нітрифікаційна здатність грунту). Рівень впливу мінеральних добрив на ці процеси доцільно визначати за розмірами відхилення від контролю згідно екотоксикологічних нормативів:<10% - малонебезпечний, 10-25% - помірно небезпечний, 26-50% - небезпечний і >50% дуже небезпечний рівень впливу.

9. Агроекологічна оцінка фосфоритів родовищ України (Ново-Амросіївського, Південно-Осиківського, Осиківського, Волинського, Здолбунівського, Ратновського та Маневицько-Клеванської фосфоритоносної площадки), проведена згідно розробленого підходу, показала відсутність загрози забруднення грунту важкими металами при їх застосуванні як добрив. Одночасно було встановлено, що використання фосфоритових концентратів для удобрення сільськогосподарських культур може призвести до нагромадження у грунті фтору вище безпечної межі (II-III клас небезпечності). Це обумовлено високим вмістом фтору у їх складі (кислоторозчинний - 447÷1300 мг/кг, водорозчинний - 41÷110 мг/кг) і вимагає контролю як за якісним складом фосфоритових концентратів на стадії їх виробництва, так і контролю за вмістом фтору у грунті при їх використанні.

. Агроекологічна оцінка нового добрива директивної дії –агрофоска, показала, що застосування рекомендованої дози –кг/га PO не призведе до забруднення верхніх шарів грунту важкими металами і радіоактивними елементами (Tk>100 років, рівень перевищення ГДК і фону <2, IV класу небезпечності). Однак, використання агрофоски може бути причиною підвищення у грунті вище допустимої межі вмісту валових і рухомих форм фтору – Tk<10 років (I клас небезпечності), що потребує особливої уваги при використанні.

При застосуванні агрофоски в умовах легких за механічним складом грунтів з промивним типом водного режиму може мати місце міграція біохімічно активних елементів за грунтовим профілем. Контроль необхідно проводити за F і Zn (Кс>3), Co i Ni (Кс>2). Міграція Pb,Cu i Cd знаходиться в межах безпечної (Кс<2). За впливом на швидкість міграції Pb i Cu агрофоску можна віднести до III класу небезпечності; F, Zn, Co, Ni –II класу небезпечності.

Застосування агрофоски у дозі 60 кг/га РО не буде причиною депресивного впливу на біологічну активність грунту, підвищення дози до 180 кг/га може супроводжуватися активізацією процесів мінералізації органічної речовини, про що свідчить зниження коефіцієнту нагромадження гумусу (Кг) з 1,26 до 1,06-0,87 з одночасним підвищенням активності пероксидази. Максимально недіючою дозою можна вважати дозу 90 кг/га РО, в межах якої не буде спостерігатися пригнічення біологічної активності грунту.

11. Агроекологічна оцінка нового добрива індирективної дії - сульфат-гумат-амонію, виявила підвищену можливість радіальної міграції нітратного азоту, що може створювати загрозу якості природним водам (КсNO->5, I клас небезпечності).

Добриво за величиною підвищення гідролітичної кислотності (Нг) при рекомендованій дозі N відноситься до III класу небезпечності. Час досягнення небезпечного рівня (I-II клас) буде складати 20 років, що свідчить про обов’язковість проведення нейтралізації кислотності добрива при його використанні у сільськогосподарському виробництві.

Максимально недіючою дозою відносно біологічної активності грунту можна вважати дозу N кг/га, яка не призводить до зниження активності ферментів грунту. Застосування добрива у рекомендованій дозі –N, не викличе значного зниження активності біологічних процесів у грунті (III клас небезпечності), але при цьому може спостерігатися депресивний ефект у часі, що при тривалому застосуванні добрива може призвести до зміни функціонально-структурної організації біоценозу грунту.

РЕКОМЕНДАЦІЇ ДЛЯ ВПРОВАДЖЕННЯ

1. Для попередження можливої негативної дії мінеральних добрив на природні екосистеми і здоров’я людини рекомендується проводити превентивну оцінку небезпечності мінеральних добрив, які проходять державні випробування, за наступними показниками:

Показник

Клас небезпечності

I	II	III	IV
Перевищення фонового вмісту (елементи I-II класу небезпечності), кратність	> 6	-6	-4	< 2
Перевищення ГДК (елементи I-II класу небезпечності, рухомі форми), кратність	> 10,0	,0-10,0	,1-2,0	≤ 1,0
Час досягнення критичної концентрації –Тк, роки	< 10	-30	-100	> 100
Зміна кислотно-основних показників грунту:
рН H2O
підвищення кислотності на од.рН	> 2,5	,5-1,0	,9-0,5	< 0,5
підвищення лужності на од.рН	> 1,3	,3-0,8	,7-0,3	<0,3
рН KCL, підвищення на од.рН	> 1,5	,5-1,0	,9-0,5	< 0,5
гідролітична кислотність підвищення на мекв/100 г грунту	> 4,0	,0-2,0	,9-1,0	< 1,0
Активність радіальної міграції:
Кс, кратність	> 5,0	,0-5,0	,1-2,9	≤ 1,0
швидкість, см/3 міс	> 50	-21	-10	<10
Вплив на біологічну активність грунту:
зниження чисельності/активності, %	51-100	-50	-25	< 10
час відновлення, міс	> 6	-6	-2	< 1

Це дозволить встановити відповідність мінеральних добрив екологічним нормативам і розробити рекомендації щодо їх безпечного використання у сільськогосподарському виробництві з врахуванням сучасних вимог до охорони довкілля.

2. Вищим аграрним закладам освіти III-IV рівнів акредитації із спеціальності 7.070801 –“Екологія та охорона навколишнього середовища” рекомендується використовувати результати роботи в курсах “Агрохімія”, “Екологічна експертиза”, “Екотоксикологія”.

3.Для проведення агроекологічного моніторингу та паспортизації земель сільськогосподарських угідь рекомендується метод моніторингу важких металів, який забезпечує ефективний контроль еколого-агрохімічного стану грунтів.

4.Санітарно-епідеміологічним станціям і науково-дослідним установам Міністерства охорони здоров’я України, ветеринарним, агрохімічним, контрольно-токсикологічним лабораторіям Міністерства агропромислового комплексу України та лабораторіям інших органів центральної виконавчої влади рекомендується метод визначення важких металів у об’єктах довкілля за допомогою хроматографії у тонкому шарі сорбенту.

СПИСОК ОСНОВНИХ ПУБЛІКАЦІЙ ЗА ТЕМОЮ ДИСЕРТАЦІЇ

Гамалей В.И., Макаренко Н.А., Корсун С.Г. Гумусное состояние почв при комплексном применении удобрений и пестицидов в интенсивном земледелии // Вісник аграрної науки. -1995. - №7. –С.33-39 (проведення польових і аналітичних досліджень, аналіз літературних джерел, узагальнення отриманих результатів, написання статті).
Кавецький В.М., Макаренко Н.А., Кіцно Л.В., Буожис А.О. Інтегральна класифікація полютантів за ступенем небезпечності // Землеробство. Збірник наукових праць. –. –С.155-158 (наукове обгрунтування досліджень, аналіз літературних джерел, формування висновків, написання статті).
Макаренко В.В., Кавецький В.М., Макаренко Н.А. Перспективи використання сировинних ресурсів як добрив у сільськогосподарському виробництві // Збірник наукових праць Інституту землеробства УААН. –. –С.88-91(узагальнення даних, формування висновків, написання статті).
Макаренко Н.А., Буожис Г.О., Кавецька Т.В. Інтегральна система оцінки небезпечності важких металів у агроландшафтах // Агроекологія і біотехнологія. Зб.наукових праць. –Вип. 2. –. –С.80-85 (наукове обгрунтування досліджень, аналіз літературних джерел, формування висновків, написання статті).
Макаренко Н.А., Ліщук А.М., Буожис А.О., Кавецька Т.В. Екотоксикологічна оцінка якості фосфоритів України // Агрохімія і грунтознавство. Міжвідомчий тематичний науковий збірник. Спец. випуск до V з’їзду УТГА. –Ч.2. –Харків,1998. –С.167-168 (наукове обгрунтування досліджень, проведення аналітичних робіт, узагальнення матеріалу, формування висновків, написання статті).
Кавецький В.М., Макаренко Н.А., Буожис Г.О. Екотоксикологічна оцінка якості фосфоритів України // Натураліс. –. - №3-4. –С.5-8 (наукове обгрунтування досліджень, аналіз літературних джерел, проведення аналітичних робіт, узагальнення даних, формування висновків, написання статті).
Кавецький В.М. Макаренко Н.А. Методологічні основи викладання екотоксикології та екологічної експертизи в аграрних вузах // Вісник Дніпропетровського державного аграрного університету. –. - №1-2. –С. 174-176 (наукове обгрунтування, аналіз літературних джерел, узагальнення матеріалу, формування висновків, написання статті).
Макаренко Н.А., Кавецький В.М., Козьякова Н.О.Розробка принципів класифікації важких металів з метою оцінки ступеню їх небезпечності в агроландшафтах // Аграрний вісник Причорномор’я. Збірник наукових праць. Сільськогосподарські науки. –Вип. №3 (6). –Ч.1:Агрономія. –. –С.43-46 (наукове обгрунтування, аналіз літературних джерел, узагальнення матеріалу, формування висновків, написання статті).
Бездрабко О.М., Кавецький В.М., Макаренко Н.А., Бердніков О.М. Вплив сульфат гумат амонійних добрив на поведінку полютантів у системі грунт-добриво-рослина // Агроекологія і біотехнологія. Збірник наукових праць. –. –С.40-45 (наукове обгрунтування досліджень, участь у проведенні польових і аналітичних досліджень, узагальнення даних).
Кавецький В.М., Макаренко Н.А., Буожис Г.О. Прогноз загрози фторидного забруднення грунтів при застосуванні фосфоритів України // Експрес-новини: наука, техніка, виробництво (Укр ІНТЕІ). –. - №1-2. –-24 (наукове обгрунтування досліджень, участь у проведенні аналітичних досліджень, узагальнення даних).
Макаренко Н.А., Моклячук Л.І., Кавецький В.М. Методи обстеження агроландшафтів при проведенні екологічної експертизи // Агроекологія і біотехнологія. Збірник наукових праць. –. –С.40-45 (наукове обгрунтування досліджень, обстеження території, виконання аналітичних робіт, узагальнення даних, написання статті).
Макаренко Н.А.Екологічна експертиза мінеральних добрив: проблеми та шляхи вирішення // Агроекологічний журнал. –. - №1. –С.58-63.
Кавецький В.М. Макаренко Н.А. Екотоксикологія та екологічна експертиза –основа сучасної системи оцінки небезпечності засобів хімізації у землеробстві // Збірник наукових праць Інституту землеробства. –. –С.137-141 (наукове обгрунтування, аналіз літературних джерел, узагальнення матеріалу, формування висновків, написання статті).
Козьякова Н.О., Макаренко Н.А. Фітотоксичність –екотоксикологічний критерій оцінки небезпечності важких металів // Науковий вісник НАУ. –. –Вип.24. –С.266-270 (наукове обгрунтування досліджень, узагальнення даних, написання статті).
Корсун С.Г., Макаренко Н.А. Моніторинг хімічного складу атмосферних опадів на Київщині // Науковий вісник НАУ. –. - Вип.29. –С.165-167 (участь у проведенні досліджень, узагальнення матеріалу).
Бездрабко О.М., Макаренко Н.А. Оцінка нового виду азотних добрив –сульфат гумат амонію за агрономічними та екотоксикологічними показниками // Науковий вісник НАУ. –. –Вип.29. –С.160-164 (наукове обгрунтування досліджень, узагальнення даних, написання статті).
Козьякова Н.О., Макаренко Н.А., Кавецький В.М. Міграція важких металів в системі “грунт-рослина” –екотоксикологічний критерій їх небезпечності // Науковий вісник НАУ. –. –Вип.32. –С.365-370 (наукове обгрунтування досліджень, участь у проведенні польових і аналітичних досліджень, узагальнення даних).
Бездрабко О.М., Макаренко Н.А., Кавецький В.М. Вплив сульфат гумат амонійних добрив на міграцію важких металів за грунтовим профілем в умовах Полісся України // Вісник ДААУ. –. - №2. –С.276-280 (наукове обгрунтування досліджень, участь у проведенні польових і лізиметричних досліджень, узагальнення даних).
Макаренко Н.А. Екологічна експертиза мінеральних добрив за екотоксикологічними критеріями // Вісник аграрної науки. –. - №9. –С.77.
Макаренко Н.А. Контроль за вмістом важких металів у грунті // Вісник аграрної науки. –. - №4. –С.55-57.
Макаренко Н.А. Екологічна експертиза мінеральних добрив за показниками горизонтальної та вертикальної міграції біогенів і токсикантів // Вісник аграрної науки Причорномор’я. Спец. випуск 3. - Т.2. - “Соціально-економічні проблеми природокористування та екології”. –Миколаїв,2001. –С.70-75.
Макаренко Н.А. Вплив природних та антропогенних факторів на рухомість важких металів у грунті // Агрохімія і грунтознавство. Міжвідомчий тематичний науковий збірник. –Харків,2001. - №61. –С.213-220.
Козьякова Н.О., Макаренко Н.А. Ферментативна активність грунту як екотоксикологічний критерій небезпечності важких металів // Науковий вісник НАУ. –. –Вип.34. –С.284-289 (наукове обгрунтування досліджень, участь у проведенні польових і аналітичних досліджень, узагальнення даних).
Макаренко Н.А. Оцінка небезпечності важких металів у грунті за екотоксикологічним критерієм “рухомість” // Агрохімія і грунтознавство. Міжвідомчий тематичний науковий збірник. Спец. випуск до VI з’їзду УТГА. –К.3. –Харків,2002. –С.90-91.
Макаренко Н.А.Толерантність грунтів відносно біохімічно активних речовин, джерелом яких можуть виступати мінеральні добрива // Агроекологічний журнал. –р. - №3. –С.35-40.
Макаренко Н.А. Еколого-токсикологічна оцінка мінеральних добрив вітчизняного виробництва за показниками впливу на грунтову екосистему //Збірник наукових праць Уманської сільськогосподарської академії. –. –Вип.№ 54. –С. 98-107.
Спосіб проведення екологічної експертизи мінеральних добрив. –Деклараційний патент на винахід № 44191A (Автори: Патика В.П., Макаренко Н.А., Кавецький В.М., Моклячук Л.І.).

Матеріали наукових з’їздів, конференцій, науково-практичних нарад

Гамалєй В.І., Макаренко Н.А., Султанов А.У. Вміст і склад гумусу –індикаторний показник екологічного стану грунтів в умовах комплексної хімізації // Тези доп. конференції “Екологія Полісся: проблеми, сучасність, майбутнє”. –Харків-Луцьк,1993 –С.79-80.
Гамалєй В.І., Макаренко Н.А., Корсун С.Г., Султанов А.У. Еколого-агрономічна оцінка застосування засобів хімізації в сівозміні // Тези доп. IV з’їзду грунтознавців і агрохіміків України. –Харків,1994. –С.148-149.
Kavetski V.M., Makarenko N.A., Lichyk A.M.Integration classification pollutants relative to of degree danger // Тез.международной конф. “Рациональное природопользование: системный анализ в экологии” –Севастополь,1996. -С.78.
Макаренко Н.А., Кавецький В.М. Екотоксикологічна оцінка небезпечності важких металів у грунті // Тез. доп. науково-методичної конференції “Сталий розвиток агроекологічних систем в умовах обмеженого ресурсного забезпечення” –Київ,1998. - С.197-198.
Кавецький В.М., Макаренко Н.А., Кіцно Л.В. Екотоксикологія та критерії якості навколишнього середовища // Матеріали науково-практичного семінару “Програма розвитку ООН (ПРООН в Україні)” - К.,1998. - С. 82-85.
Макаренко Н.А., Буожис Г.О., Кавецький В.М. Фтор у фосфоритах України // Матеріали міжнародної науково-практичної конференції “Землеробство XXI століття-проблеми та шляхи вирішення”. - Київ-Чабани,1999. –С.45-46.
Кавецький В.М., Макаренко Н.А., Буожис Г.О., Бердніков О.М. Екотоксикологічні аспекти оцінки фосфоритів родовищ України // Тези доп. Научная конференция посвященная 75-летию Ю.С.Кагана “Актуальные проблемы токсикологии”. –Київ,1999. –С.105.
Макаренко Н.А., Буожис Г.О., Кавецька Т.В. Про необхідність проведення екотоксикологічної оцінки нового виду фосфорних добрив “Агрофоска” // Тези науково-виробничої конференції “Оптимізація структури агроландшафтів і раціональне використання грунтових ресурсів”. –Київ,2000. –С.102-103.
Макаренко Н.А. Критерії еколого-токсикологічної оцінки мінеральних добрив при проведенні екологічної експертизи // Зб. доп. Всеукраїнської науково-практичної конференції “Стан земельних ресурсів України:проблеми, шляхи вирішення”. -Харків, 2001. - С.252-253.
Макаренко Н.А. Екотоксикологічне обгрунтування безпечного застосування мінеральних добрив // Тези доп. міжнародної наукової конференції “Стійкий розвиток агроекосистем”. –Київ-Вінниця, 2002. –С.95-97.

Науково-методичні роботи

Макаренко Н.А.Моніторинг важких металів // Агроекологічний моніторинг та паспортизація сільськогосподарських земель (методично-нормативне забезпечення) / За ред. В.П.Патики, О.Г.Тараріко. –К.:Фітосоціоцентр, 2002. –С.32-37.
Екологічна експертиза. Програма для вищих аграрних закладів освіти 3-4 рівня акредитації - К., “Вища школа”, 1999. –с. (Макаренко Н.А., Кавецький В.М., Булигін С.Ю.)
Методичні вказівки для виконання курсової роботи з екологічної експертизи. К., НАУ, 2001. –с. (Макаренко Н.А., Кавецький В.М.)
Екологічна токсикологія. Програма для вищих аграрних закладів освіти 3-4 рівня акредитації - К., “Вища школа”, 1999. –с. (Кавецький В.М., Бублик Л.І., Макаренко Н..А.).
Методичні вказівки по визначенню Hg, Zn, Ni, Co, Cd, Cu в грунті, рослинах, воді методом тонкошарової хроматографії / Сборник “Методические указания по определению пестицидов в пищевых продуктах, кормах и внешней среде”. К., 2001. - №29. –С.18-23 (В.М.Кавецький, Н.А.Макаренко, А.М.Ліщук, С.В.Кавецький, Г.О.Буожис).

Анотація

Макаренко Н.А. Агроекологічна оцінка мінеральних добрив за впливом на грунтову систему. –Рукопис. Дисертація на здобуття наукового ступеня доктора сільськогосподарських наук за спеціальністю 03.00.16 –екологія. –Інститут агроекології та біотехнології УААН, Київ, 2002.

В роботі представлено новий підхід до оцінки небезпечності мінеральних добрив за впливом на грунтову систему. Наведено результати дослідження можливих негативних впливів мінеральних добрив на агроекосистеми, зокрема їх грунтову компоненту. Визначено роль мінеральних добрив у процесах надходження токсичних елементів I i II класу небезпечності в обмінний фонд біогеохімічного кругообігу агроекосистем і встановлено рівень небезпечності цього процесу. Досліджено процеси інтенсивної і екстенсивної рухомості біохімічно активних елементів - компонентів мінеральних добрив, у різних типах грунтів України, встановлено толерантність грунтів до забруднення за здатністю до іммобілізації біохімічно активних елементів. Досліджено процеси радіальної міграції хімічних речовин у різних грунтово-кліматичних умовах залежно від рівня навантаження мінеральних добрив на агроекосистеми, встановлено кількісні параметри цих процесів, визначено небезпечні рівні впливу. Вивчено можливість використання різних біоіндикаційних тестів для агроекологічної оцінки мінеральних добрив з урахуванням характеру їх дії на грунтову систему. На основі теоретичних узагальнень, результатів експериментальних досліджень і прогнозних розрахунків проведено екологічне нормування негативних впливів мінеральних добрив на стан грунтової і суміжних екосистем. За результатами екологічного нормування негативних впливів розроблено класифікацію мінеральних добрив, яка стала основою для проведення їх агроекологічної оцінки. Проведено агроекологічну оцінку нових видів мінеральних добрив вітчизняного виробництва.

Ключові слова: мінеральні добрива, грунтова система, агроекосистема, токсичні елементи, міграція, біологічні тести.

Аннотация

Макаренко Н.А. Агроэкологическая оценка минеральных удобрений по влиянию на почвенную систему. –Рукопись. Диссертация на соискание ученой степени доктора сельскохозяйственных наук по специальности 03.00.16 –экология. –Институт агроэкологии и биотехнологии УААН, Киев,2002.

В работе представлен новый подход к оценке опасности минеральных удобрений по влиянию на почвенную систему. Приведены результаты исследований возможного негативного влияния минеральных удобрений на агроэкосистемы, в частности на их почвенную компоненту.

Изучена роль минеральных удобрений в процессах поступления токсичных элементов I и II классов опасности в обменный фонд биогеохимического круговорота агроєкосистем и установлен уровень опасности этого процесса. Установлено, что при оценке минеральных удобрений директивного действия основное внимание должно уделяться наиболее опасным элементам – Cd, As, F, Pb. Основное количество этих элементов (до 70%) поступает в агроэкосистемы с фосфорными удобрениями. Особенного внимания заслуживает фтор, поскольку поступление его с минеральными удобрениями в агроэкосистемы Украины превышает средний уровень Dm у 2,6-2,9 раза, что говорит об активной роли минеральных удобрений в перераспределении F между литосферой и педосферой.

Исследованы процессы интенсивной и экстенсивной подвижности биохимически активных элементов –компонентов минеральных удобрений в разных типах почв Украины, установлен уровень толерантности почв к загрязнению по способности к иммобилизации биохимически активных элементов. Исследованы процессы радиальной миграции химических веществ в разных почвенно-климатических условиях, зависимо от уровня нагрузки минеральных удобрений на агроэкосистмы, установлены количественные параметры этих процессов, определены опасные уровни влияния. Изучена возможность использования разных биоиндикационных тестов для агроэкологической оценки минеральных удобрений с учетом характера их действия на почвенную систему.

На основании теоретических обобщений, результатов экспериментальных исследований и прогнозных расчетов, проведено экологическое нормирование негативного влияния минеральных удобрений на состояние почвенной и смежных экосистем. По результатам экологического нормирования негативного влияния разработана классификация минеральных удобрений, которая стала основой для проведения их агроэкологической оценки.

Проведена агроэкологическая оценка новых видов минеральных удобрений отечественного производства. Агроэкологическая оценка фосфоритов месторождений Украины (Ново-Амросиевского, Южно-Осиковского, Осиковского, Волынского, Здолбуновского, Ратновского и Маневицко-Клеванской фосфоритоносной площадки), показала отсутствие угрозы загрязнения почвы тяжелыми металлами при их использовании в качестве удобрений. Одновременно было установлено, что использование фосфоритовых концентратов для удобрения сельскохозяйственных культур может привести к накоплению в почве фтора выше безопасного уровня (II-III класс опасности). Это обусловлено повышенным содержанием фтора в их составе (кислоторастворимая форма - 447÷1300 мг/кг, водорастворимая - 41÷110 мг/кг) и требует контроля как за качественным составом фосфоритовых концентратов на стадии их производства, так и контроля за содержанием фтора в почве при их использовании.

Ключевые слова: минеральные удобрения, почвенная система, агроэкосистема, токсические элементы, миграция, биологические тесты.

Summary

Makarenko N.A. Аgroecological estimation of mineral fertilizers by influence to soil system . –Manuscript. Thesis for doctor’s degree on specialty 03.00.16 – ecology. –Agriecology and Biotechnology Institute of UAAS, Kyiv, 2002.

The thesis presents new approach to the estimation of mineral fertilizers danger in process of its influence to soil system. Scientific research of the approximate mineral fertilizers, negative influence to agroecological systems are contains in the thesis. The special accent is made on mineral fertilizers negative influence to soil fragment of agroecological systems. Negative role of I and II class of toxic elements is researched in franse of its infiltration to biochemical rotation of agroecological systems. The level of its danger is estimated in the thesis. Important aspect of the thesis is devoted to active biochemical elements mobility (intensive and extensive) in different types of Ukrainian soils. The chemical components migration process is researched in different condition of climate and soil. Possibility of the different bioindicative test for mineral fertilizers agroecological estimation is researched in aspect of its common effect to soil system. The thesis contains mineral fertilizers classification which is elaborated on the basis of fixing–rate results. The thesis conclusion presents agroecological estimation of new kinds of native mineral fertilizers.

Key words: mineral fertilizers, agroecological systems, soil systems, toxic elements, migration, bioindicative test.

1. Жиынты~ ж~не шекті сырт~ы шы~ындар
2. реферат дисертації на здобуття наукового ступеня доктора геологічних нау
3. Тема 1- Предмет метод и система трудового права ТП -D1
4. показать актуальность обращения к теме исследования; 2 проанализировать основные научные источники по д.html
5. Правового Часа на радио Института прокуратуры
6. РЕФЕРАТ дисертації на здобуття наукового ступеня кандидата наук з фізичного виховання і спорту
7. Тема итоговой работы выбирается путем жеребьевки из предложенных Учебным центром или предоставляется возмо
8. Новые подходы в организации самообразовательной деятельности учащихся на уроках истории.html
9. а Температура кипения жидкости такая температура при которой давление пара над жидкостью равно внешнем
10. Надкрановая часть колонны Расчет арматуры в надкрановой части колонны сечения IIIIII и IVIV На основ
11. Тема 1 Понятие и предмет международного частного права
12. Мировая экономика МЭ ~ это глобальный механизм представленный различными национальными хозяйствами связ
13. тематика Лекция сем1
14. Эллинистический Египет
15. Статья- Особенности оценки рыночной стоимости коммерческого банка
16. Курсовая работа- Универсальный эволюционизм
17. а Наименование организации- Адрес организации- Наименование производственного объекта- Наименов
18. ЛЕКЦИЯ 19 ВЫНУЖДЕННОЕ ИЗЛУЧЕНИЕ
19. Использование типохимических признаков минералов-индикаторов для определения условий образования промышленной алмазоносности
20. Экзаменационные вопросы по обществознанию 10 класс базовый уровень

Материалы собраны группой SamZan и находятся в свободном доступе

реферат дисертації на здобуття наукового ступеня доктора сільськогосподарських наук

МАКАРЕНКО НАТАЛІЯ АНАТОЛІЇВНА

Спеціальність: 03.00.16 - екологія

Продукт

Вміст

Величина показника

Ni

IV

Величина показника