Введення
Актуальність проблеми
Науково-технічний процес створює людству не тільки різні матеріальні блага, а й екологічні проблеми. Серед них слід особливо відзначити накопичення відходів і радіоактивне забруднення поверхні Землі [1,3,9].
Значні площі сільгоспугідь агросфери забруднені радіоцезієм Чорнобильського сліду і для отримання нормативно «чистої» продукції потрібне проведення певних захисних, досить дорогих заходів [2,3,4]. На мулових майданчиках очисних споруд каналізації міст накопичена величезна кількість активного мулу, що утворюється в ході багатоступінчастої обробки міських стічних вод. Грунтовий шлях утилізації активного мулу в якості добрива є у світовій практиці найбільш пріоритетним. [32]. Ефективність активного мулу в умовах радіоактивного забруднення сільськогосподарських угідь вивчена в даний час вкрай недостатньо. У науковій літературі є відомості про очищення грунтів від нафтопродуктів з використанням препаратів на основі активного мулу (17,32).
Використання активного мулу в якості добрива сільськогосподарських культур в умовах радіоактивного забруднення території може дозволити вирішити відразу кілька еколого-агрохімічних проблем за рахунок їх взаємодіє синергізму: утилізація активного мулу, підвищенню стійкості культур і родючість грунтів, зниження вмісту радіоцезію в продуктах рослинництва. Однак, при використанні активного мулу слід суворо дотримуватися принципу: відповідність активного мулу СаНПиН 2.1.7.573-96, ГОСТ Р17.4.3.07-2001 і Типового технологічним регламентом використання ОСВ в якості органічного добрива.
Цілі і завдання досліджень
Метою наших досліджень було вивчення активного мулу (АІ) як агрохімічного прийому щодо зниження вмісту радіоцезію в зерні ячменю на дерново-підзолистого легкосуглинистой грунті.
Для досягнення поставленої мети вирішувалися наступні завдання:
1.Изучение особливостей росту і розвитку ячменю на радіоактивній дерново-підзолистого легкосуглинистой грунті в умовах внесення до неї різних доз активного мулу;
2.Визначення рівнів врожайності ячменю на радіоактивній грунті при внесенні різних доз активного мулу;
3.Проведення аналізу структури врожаю ячменю;
4.Аналіз питомої активності зерна ячменю та оцінка радіомеліратівной ефективності активного мулу;
5.Оценка економічної ефективності вирощування ячменю на радіоактивній грунті в умовах застосування різних доз активного мулу.
Робоча гіпотеза
Пропонується, що активний мул, що містить у своєму складі макро-і мікроелементи, органічна речовина, мікроорганізми і ферменти, володіє радіомеліоратівним властивістю за рахунок підвищення врожайності ячменю та виникнення ефекту «розведення», підвищення сорбційної здатності грунту та блокування механізму поглинання радіоцезію ячменем поліелементним складом АІ .
Місце проведення НДР
Науково-дослідницька робота проводіласьна експериментальній ділянці кафедри сільськогосподарської радіології та екології, розташованого на дослідному полі Калузького філії РГАУ-МСХА імені К. А. Тімірязєва в 2007 році.
Автор дипломної роботи висловлює щиру подяку своєму науковому керівнику, професору Сюняєва Н.К., за допомогу при проведенні наукових досліджень та написанні дипломної роботи.
1. Сучасний стан вивченості питання (огляд літератури з теми дослідження)
1.1 Аналіз грунтового шляху утилізації активного мулу
Багатостороння господарська діяльність людського суспільства, збройного складною технікою, нині охоплює практично всю атмосферу, сушу й океан, і вносить значні кількісні і якісні зміни в біологічні цикли руху елементів в біосфері, поставивши під загрозу її безперебійне функціонування та існування самої людини. Наприклад, такі компоненти як сміття, відходи, покидьки в світовому масштабі накопичуються в обсязі понад 10 т на рік. Зі зростанням чисельності населення планети, розвитком науково-технічного прогресу, интенсифицирующего будь-яка праця, ступінь впливу людського суспільства на біосферу в принципі буде зростати [16].
З одного боку, все більше видобувається корисних копалин, заготовлюється рослинної і тваринної продукції, використовується природних вод для виробничих, житлово-побутових і сільськогосподарських цілей, залучаються до сільськогосподарський обіг нові площі меліоративних земель, будуються міста і населені пункти, виробничі приміщення і так далі, а з іншого боку, господарська діяльність людства супроводжується накопиченням різного роду відходів виробництва, міського комунального господарства, які забруднюють природне середовище.
Ось чому з особливою актуальністю постає завдання утилізації зростаючої кількості відходів промисловості і міського комунального господарства.
Відходи міського комунального господарства, в тому числі і активний мул (АІ) у великих містах і населених пунктах породжують масу проблем у зв'язку з їх утилізацією.
Існує ряд способів утилізації АІ: скидання в моря й океани, спалювання, захоронення в грунтової середовищі, знешкодження і використання як органічних добрив, як добавка при приготуванні різних компостів і т.д. У Японії, наприклад, вже в 1981 р. в експлуатації знаходилося близько 500 установок кінцевої переробки і за рік перероблялося близько 65 * 10 м3 стічних вод, при цьому кількість отриманого мулу склало близько 24 * 10 м3. Вони складаються на 80% з зневодненого брикету, на 11% з попелу (одержуваного в результаті спалювання після зневоднення) та інших відходів (сухий або агрегований іл) в кількості 9%. Зазначені відходи (42%) захоронюють в землю, скидають у море (36%), в обсязі 15% ефективно використовують. З ефективно використовуваних відходів 93% про припадає на поліпшення лукопасовищні і сільськогосподарських земель. Головний наголос робиться на застосування каналізаційного мулу як добрива [15,17].
Є способи утилізації АІ допомогою їхнього розміщення в повітрі. Однак у даному середовищі можна розмістити лише воду, яка міститься в АІ, а також органічні речовини, перетворені на вуглекислий газ і азотисті сполуки. Інша частина, а саме зола, якщо мова йде про спалювання, в більшості випадків залишається в грунті. Отже, грунт залишається середовищем найбільш широко використовуваної для розміщення АІ у вигляді накопичення в певних місцях великих обсягів мулу або ж використання їх як органічного добрива, модифікатора грунтів [15].
Компостування побутового сміття та осаду стічних вод за кордоном розглядається як важливий елемент стратегії повторного використання відходів. При цьому вирішуються два завдання: по-перше, позбавляються від відходів, що створюють загрозу забруднення навколишнього середовища, по-друге, розширюють виробництво органічних добрив, потреба в яких дуже велика.
Найбільш широко зазначений спосіб переробки відходів застосовується в густонаселених розвинених країнах, де гостро стоять проблеми охорони навколишнього середовища і відчувається дефіцит природних ресурсів. Так, у Нідерландах переробляється на компост 30-40% побутових відходів, в Австрії та Бельгії близько 25%, у Франції 8% [17].
Дослідження показали, що додавання осаду при компостуванні відходів створює умови для розкладання целлюлозосоставляющіх компонентів відходів, зокрема дозволяє компостувати сміття, містить велику кількість паперу. На деяких компостирующих заводах США завдяки додаванню осаду АІ вдається переробляти на компост відходи, що містять до 90% паперу. У ФРН для цієї мети використовують напіврідкий осад вологістю 92-96% (частка їх у складі компостируемой маси складає 10-20%) та частково зневоднений осад вологість 50-75% (частка його в масі - 14-34%) [15].
Не втратив свого значення і традиційний спосіб польового компостування відходів у штабелях під відкритим небом. Він простий у технічному відношенні, не вимагає великих витрат, забезпечує високий знезаражуючий ефект. За допомогою такого способу з побутового сміття та осаду стічних вод отримують компост, що володіє високою агрономічної цінністю.
Розрізняють дві модифікації цього способу: з використанням так званих динамічних (з ворушіння відходів) і статичних (без ворошіння) штабелів; компостування проводиться в умовах примусової аерації. Завдяки аерірованія, що поліпшують умови життєдіяльності мікроорганізмів, процес перегнивання відходів значно прискорюється. За методом польового компостування організована переробка побутового сміття, змішаного з осадом, на багатьох спеціалізованих підприємствах. Так, у США на 180 з 200 компостирующих підприємствах відходи переробляють зазначеним способом [31].
У Польщі методом польового компостування отримують близько 4000 т компостів на рік. Покидьки укладають штабелями в три ряди (ширина кожного ряду близько 2 м) з відстанню між ними 2,5 м. Потім додають фекалій, бульдозер з двох сторін вирівнює сміття і формує штабель висотою близько 1,5 м.
В одному штабелі поміщається близько 700 м3 покидьків, а всього на заводі щорічно закладається 16 тис. м3 сміття. Фекалій вносять у кількості 3 м3 на 5 м3 сміття. При цьому вихідна вологість складає 60-65%, що вважається оптимальним для процесу ферментації і отримання готового компосту з вологістю не менше 30%.
Для інтенсифікації компостування рекомендуетсяпріменять активний мул [22].
Найбільший в Європі сміттєпереробний завод, компостують побутові відходи і осад стічних вод, побудований в м. Фленсбург (ФРН). Продуктивність його - 400 т компосту на день. На заводі можуть перероблятися відходи міста з населенням 350 тис. чоловік. Технологічний процес починається з подачі сміття в завантажувальну воронку мусородробілкі молоткового типу, проходячи через яку, маса дробиться на шматки розміром близько 200 мм в поперечнику, а потім надходить на магнітний сепаратор. Окремий при цьому метал пресують у брикети вагою до 40 кг і реалізують як вторинний матеріал. З магнітного сепаратора маса подається в завантажувальні барабани двох компостерних барабанів довжиною 40м, діаметром 3,75 м, ємністю 200 т. Туди ж надходить осад стічних вод. Компостування триває 24 години при безперервному обертанні барабанів зі швидкістю 1,25 об / хв. У результаті саморозігріву сміття температура в барабанах підвищується до 60С °, при цьому гинуть хвороботворні мікроорганізми, яйця гельмінтів та насіння бур'янів. Біометричний процес в аеробних умовах при постійній подачі свіжого повітря. Відсмоктуване з барабанів повітря очищається в земляному фільтрі. В кінці барабана побачити два гуркоту з осередками різних розмірів для відділення некомпостіруемих домішок, що становлять 20-30% від ваги сміття. Потім компост подрібнюють і вивантажують на спеціальний майданчик для дозрівання, де він мінералізуєтся протягом 90 днів.
Завод переробляє все сміття і відстій стічних вод м. Фленсбург, який раніше скидали в Балтійське море. За складом поживних речовин виготовляється компост близький до гною, а за кількістю вапна перевершує останній [22].
В італійських містах (Болоньї, Феррарі, Мадене, Барі та ін) організовані центри, які займаються скиданням відходів та їх компостуванням. За допомогою спеціального обладнання проводиться просіювання, перемішування відходів та їх укладання в штабелі. Процес приготування компостів триває 6-12 місяців. До міського сміття додають відходи м'ясної та рибної промисловості, олійного виробництва, виноробства, осад стічних вод, тирса, деревну кору. Завдяки цьому вміст азоту в компостах підвищується до 4%, фосфору - до 3%, калію - до 2%. При компостуванні відходів у штабелях додають бактерії в розрахунку 700 тис. живих клітин на 1г компостируемой маси, з них 10-20% припадає на актиноміцети і стрептоміцети [39].
Одним із способів утилізації ОСВ є його використання як органо-мінерального добрива, при цьому одночасно вирішується ряд завдань: виключається необхідність зберігання (захоронення), підвищується родючість грунтів і врожайність сільськогосподарських культур, не забруднюється навколишнє природне середовище.
Вчені відзначають, що сучасне виробництво традиційних органічних добрив в Чехословаччині покриває лише 70% потреби орних земель в органічних речовинах. Тому використання всіх можливих додаткових джерел органічних речовин є настійною вимогою часу.
Іл зі станцій очищення стічних вод громадської каналізації являє собою найважливіше джерело органічних, поживних і біологічно активних речовин. Безпосереднє добриво мулом зі станцій очищення стічних вод є вигідним способом використання цих відходів, якщо вони використовуються відповідним чином за певних природних і виробничих умовах. Завдяки економічній вигоді, яку приносить безпосередньо добриво мулом його споживачам і постачальникам, а також всьому народному господарству, зазначений спосіб використання мулу визнається і застосовується у всьому світі.
У колишньому СРСР загальний річний обсяг опадів на 1986 рік становив 4-4,7 млн. т по сухій речовині. До 1990 року він повинен був збільшитися до 9-10 млн. [30,32,36,37].
Однак рівень використання відходів міст і осаду стічних вод у сільському господарстві країн СНД поки невисокий, У грунт вноситься не більше 4-6% осаду стічних вод з очисних споруд у містах. Велика частина відходів вивозиться на звалища, що створюють небезпечні осередки забруднення навколишнього середовища. При цьому безповоротно губляться містяться у відходах корисні компоненти.
Удобрювальна цінність АІ
Значна частина продуктів рільництва (прямо чи опосередковано) направляється в їжу людини. Отже, виділення людського організму повинні містити великі кількості азоту та зольних складових частин, узятих рослинами з грунту. Порівняно з випорожненнями травоїдних, покидьки людського організму повинні бути відсотково багатшими (вважаючи на суху речовину) азотом і фосфорною кислотою, по-перше, тому, що їжа людину багатшою білками, ніж корм травоїдних.
Якщо, наприклад, в їжі тварин (сіні) міститься 1,5% азоту, вважаючи на суху речовину, то в їжі людини його буває від 2-3% (зерна хлібів) до 15% (м'ясо). По-друге, їжа людей краще перетравлюється, значить, велика частина її окислюється, даючи воду і вуглекислий газ, а потім залишилася частка ще більше збагачується газом, ніж в організмі травоїдних [31].
У середньому, людина виділяє в добу близько 133г твердих вивержень і 1200г рідких. У них міститься відповідно: азоту 2 і 14г, золи 4,5 і 14г, фосфорної кислоти 1,35 і 1,78 г, оксиду калію 0,64 і 2,29 г [27].
На доцільність використання в землеробстві покидьків людського організму вказує [35,38]. Він констатує, що в містах відходи йдуть у каналізацію. Дуже важко визначити, яку частину з них вдається використати. Ясно лише одне, що при нестачі добрив взагалі не можна ігнорувати великі можливості, які представляє це джерело азоту, особливо при одночасному використанні торфу.
Перші досліди з вивчення удобрительной цінності каналізаційного мулу (АІ), були проведениісследованія, в результаті прийшли до висновку, що активний ілможет прирівнюватися до гною і мінеральних добрив. Аналогічні висновки зроблені і іншими авторами [31-38].
За даними [15,22], в ОСО вміст загального азоту і фосфору в 1,5-2
рази вище, ніж у гної ВРХ, а саме ці елементи визначають цінність будь-якого виду добрив.
Високий вміст елементів живлення АІ підтверджує робота [17]. Вивчений їм мул з міських, очисних споруд містив у відсотках на сирій вага: N загальний - 0,8; Р2О5 - 0,9; До 20 - 0,4; нітратний азот - 6,4 мг/100; аміачний азот - 457 мг / 100; рухомий фосфор - 542 мг/100 г маси.
У технологічному циклі очищення стічних вод виходять різні типи опадів, які за своїми удобрювальних якостям можуть різко відрізнятися один від друга.Для зневоднення АІмогут використовувати вапно, хлорне залізо. У цьому випадку вони збагачуються кальцієм, залізом, а іноді магнієм [27].
Коливання у змісті основних елементів живлення в АІ становить: по азоту 0,8 ... 6%, фосфору 0,6 ... 5,6%, калію 0,1 ... 0,5%. Приблизно такі ж дані наводять вчені США та Канади: азот 1,1 .. .7,6%, Фосфор 1,3 ... 8,0%, калій 0,1 ... 0,3% [20].
Безсумнівним достоінствомАІ є високий вміст органічної речовини до 75% [31]. Висока оцінка органічної речовини дана і в роботі [26], в якій зазначено, що органічна речовина значною мірою визначає напрями процесу грунтоутворення, біологічні, хімічні і фізичні властивості грунтового середовища.
На це звертають увагу і ряд інших зарубіжних дослідників. Вони приходять до висновку, що при багаторічній обробці грунт починає відчувати брак органічних речовинах, так як культивація прискорює її руйнування, а віддача від оранки пожнивних залишків виявляється недостатньою для відшкодування втрат. Органічне речовина утворює з частинок грунту агрегати, між якими залишаються великі пори, через які повітря може проникати до коріння, а надлишки води-випаровуватися. При недоліку органічних речовин грунтові агрегати втрачають свою міцність і розпадаються. Грунт стає більш щільною, доступ повітря припиняється і в результаті зростання коренів відбувається аномально. Піщані та пилуваті грунту в найбільшою мірою піддані таким структурним змінам. Внесення органічних добрив в такі грунту покращує їх якість, в результаті чого отриманий врожай буде вищий, ніж при внесенні оптимальної кількості звичайних добрив, але без додавання органіки [47].
Тверді речовини опадів виявляються більш ефективними в порівнянні з еквівалентним кількістю підстилкового гною.
При збільшенні пористості грунту підвищується швидкість інфільтрації води і зменшуються втрати води, а також ерозія грунту внаслідок поверхневого стоку. Там, де на поверхню грунту вносяться рідкі опади, пори тимчасово закриваються, і на кілька днів інфільтрація води сповільнюється. Як тільки шар опадів починає висихати, він тріскається, і вода легко проникає між частинками. Протягом деякого часу ці частинки захищають грунт під собою від структурного руйнування і закупорки пір після дощу. Таким чином, більш тривалий вплив призводить до збільшення швидкості інфільтрації води. Тверді речовини опадів у результаті подрібнення проникають в ходи дощових черв'яків, що прискорює абсорбцію грунтом води, що надходить в поверхні. Поверхневе застосування компостований опадів у розрахунку 56 т / га збільшує швидкість інфільтрації води на 50% в порівнянні з неудобренной грунтом. Дія цих опадів зберігається, принаймні, протягом двох років [17].
Зазначені досліди показали, що внесені з осадом в грунт важкі метали не сильно впливають на розвиток рослин. Використання осаду вимагає обережності. Його слід добре перемішувати і суворо дотримуватися термінів внесення. При невеликому вмісті в осаді водорозчинного амонію частина його, пов'язана з органічною речовиною, являє собою джерело, повільно поставляє азот, який можуть повніше використовувати рослини з тривалим вегетаційним періодом. Що міститься в ньому фосфор відповідає за дією на ріст рослин фосфору, що витягується з мінеральних туків лимоннокислий витяжкою. Недолік калію в осаді вимагає його добавки у вигляді мінерального добрива [17].
Зарубіжні вчені провели дослідження з осадом стічних вод з м. Пулава на грунтах різного гранулометричного складу. Відбирали зразки грунтів з підорного шару, додавали 5 і 10% осідання і инкубировали при 20 ° С протягом 24 тижнів. Осад мав рН - 5,6, 16,2% органічної речовини, 1,13% загального азоту, 100,5 мг/100 г N-NH4, 1105мг/100г N-N03, 605 мг / кг Zn, З мг / кг Са. Додавання осаду супроводжувалося сильним збільшенням чисельності бактерій, грибів, актиноміцетів вільноживучих азотфіксуючих мікроорганізмів (у тому числі Clostridium). Не відмічено збільшення чисельності целлюлолитической мікрофлори. Виявлено активне розкладання сполук С і N. За період інкубації кількість органічного вуглецю зменшилася на 14-31%, N-на 0-20%. Відбувалося зменшення частки розчинних форм фосфору. Різко зменшився вміст рухомих форм Zn (витяжка 0.005 М ДТПА). Зроблено висновок, що АІ з м. Пулава може бути використаний для рекультивації деградованих грунтів. Проте не рекомендовано застосовувати осад на грунті з ємністю поглинання катіонів <5 мекв/100г зважаючи на відносно високого вмісту в ній цинку [17].
Багато вчених вважають, що з метою зменшення забруднення грунтів при використанні в якості добрив осаду міських стічних вод, останній слід застосовувати у строго контрольованих умовах, бо грунту по-різному реагують на його внесення. Критеріями придатності грунтів для внесення в них осаду міських стічних вод є топографія і ухил місцевості, текстура, водонепроникність і дренаж грунтів, поверхневий стік та ерозійні процеси, затопляемость території, величина вологоємності грунтів, глибина залягання грунтових вод, рН грунту, ємність катіонного обміну грунту, вміст у ній важких металів і можливість захисту джерел водопостачання населення. Застосування ОСВ рекомендовано на однорідних вирівняних ділянках при ухилі до 5%. Можливе застосування його і при ухилі до 15%, але за умови запобігання поверхневого стоку. Виключається використання осаду на почвахгліністих і ущільнених, з дуже низькою або надмірно великий водонепроникністю, а також на оголених і погано дренованих грунтах, де можливе періодичне надмірне зволоження верхнього шару 50см, оскільки рН грунту має суттєвий вплив на ступінь рухливості в ній важких металів, збільшуючи або зменшуючи їх абсорбцію рослинами. На кислих грунтах з рН менше 5,5 взагалі не слід застосовувати осад стічних вод. Грунти з рН 5,5-6,5 повинні попередньо вапнувати до величини рН, що перевищує 6,5 [30].
На думку [22] застосування зростаючої кількості АІ в Південній Африці на грунтах сільськогосподарського призначення - один із шляхів економічно вигідною його утилізації. ОСО містить основні елементи живлення рослин, особливо N і Р, мікроелементи (Zn, Сі, Мо, Мп), покращує фізичні властивості грунту, структуру, водоутримуючу здатність, вологоперенос. У АІ різних регіонів Південної Африки вміст N варіюється від 15,7 до 58,4 г / кг. Відомі переваги ОСВ можуть проявлятися в недостатній мірі в зв'язку з потенційною небезпекою його для здоров'я людини і тварин. У ОСО можуть міститися такі важкі метали як Cr, Cd, Hg, Cu, Pb, Co, Zn, Mo, патогенні організми (бактерії, найпростіші, гельмінти, віруси), надлишкова кількість нітратів, токсичні речовини, пестициди, поліхлоровані біфеніли, аліфатичні сполуки , ефіри, моно-і поліциклічні ароматичні речовини, феноли, нітрозаміни. Шкідливий вплив АІ на навколишнє середовище можна знизити з допомогою корекції рН грунту> 6,5 (шляхом вапнування), використання раціональної технології внесення, здійснення контролю якісних
показників грунту, води і рослин.
На виявлення поживної цінності АІ, їх впливу на властивості грунтів, урожай і якісний склад вирощуваних рослин направляють зусилля багато вітчизняні дослідники. Вони провели дослідження на 3-х типах грунтів, з кількістю внесеного осаду від 23 до 470 т / га [31-38].
Відзначено зміну величин ємності поглинання, вмісту органічного вуглецю, загального азоту та важких металів за профілем грунтів. Найбільш високим виявилося збільшення азоту в горизонті А, тоді як в горизонтах В і С - незначне. Вміст органічного вуглецю в цілому мав ту ж тенденцію до збільшення, але сильно позначалася сумарна доза добрив і розподіл її по роках. Ємність обміну катіонів підвищувалася по всіх горизонтів, відзначено зниження значень рН в
горизонті А і В. Вміст важких металів, особливо Cd, Cr, Cu, Pb, Zn
зростала помітно, особливо в горизонті А, й сильно залежала від вмісту їх в осаді і норм осаду [37].
Оцінювали ефективність застосування АІ на відвалах видобутку кам'яного вугілля. Відвали кислі. Застосовували вапно (4,5 т / га), вносили мінеральні добрива за N 67 Р 134 До 134 і сіяли конюшина червона, овсяницу очеретяну, їжаку збірну і лядвенець рогатий. Оцінювали ефективність разового внесення у 1986 р. АІ по 0,15, 31 і 64 т / га сухої речовини, спостерігали за ростом рослин і зміною властивостей грунту на відвалі. При внесенні АІ надземна біомаса трав зростала, хоча частка бобових компонентів у травостої зменшувалася з-за великої кількості азоту, що надійшов з осадом. При внесенні високих норм АІ збільшувалося в грунті вміст органічної речовини з 1,5 до 2,2%, кількість рухомих форм Сі в 4,6, Zn в 5,1, Fe в 1,4, і РЬ в 1,3 рази, але значення рН майже не змінилося. На нейтральній незруйнованою грунті поблизу відвалів з природною трав'янистою рослинністю внесення осаду призводило до підвищення продуктивності посівів у 1,5 - 2,8 рази, збільшення вмісту в грунті Fe, Cu, Zn, Cd, але в меншій мірі, ніж на кислому відвалі, величина рН після внесення осаду слабо змінилася [27].
Ряд вчених провели дослідження дії АІ на иловато середньосуглинисті грунті з кукурудзою. Визначили вплив осаду на врожай кукурудзи, вміст поживних речовин у грунті і грунтових водах. Вносили щорічно по 6,6 і 13,2 т / га АІ в перерахунку на суху речовину. З 6,6 т / га АІ надходило приблизно азоту 200 і фосфору 450 кг / га. Через 12 років застосування по 6,6 і 13,2 т / га АІ в грунтах містилося відповідно 455 і 666 кг / га фосфору. Не відмічено несприятливого впливу на ріст рослин кукурудзи, дуже високого вмісту свинцю в грунті і на баланс поживних речовин в рослині. Зроблено висновки про можливість подальшого застосування ОСВ в нормах, що не перевищують потреби кукурудзи в азотних добривах (17). Ряд авторів [14,19] вивчили можливість поповнення запасу мікроелементів за рахунок використання органічних добрив на легкій грунті з рН 7,8 в польовому досліді за схемою: контроль (без органічних добрив), внесення при закладанні досліду по 10 т / га гною або осаду стічних вод. Органічні добрива вносили навесні з наступною заробкою на глибину 25 см, а мінеральні - на всіх варіантах у дозі: азот -56 кг / га, фосфор - 8 кг / га діючої речовини у формі сечовини і суперфосфату щорічно, перед посівом з заробкою дисками. Досвідчена культура - сорго. У рік внесення органічних добрив врожайність зерна становила на контролі 3,1 ц / га, при внесенні гною - 16,7, а осад - 33,4 ц / га. Концентрація доступного Fe в грунті на контролі на початку і наприкінці експерименту залишалася нижчою гранично допустимої. За рахунок внесення органічних добрив у грунті підвищувався вміст доступного фосфору, міді та марганцю, що позитивно впливало на врожайність сорго.
Ряд авторів [15,17,33,47] досліджували АІ на предмет розробки високоефективних екологічно безопаснихтехнологій. Рідкі дігестірованние АІ вносили на террасированну водозбірну площу і вирощували кукурудзу і канаркової трави. Застосовували АІ протягом 19 років (у сумі 200 т / га сухої речовини) і отримали високі врожаї кукурудзи. При цьому вміст у рослинах азоту, фосфору і калію виявилося нормальним. У міру збільшення норм АІ в грунті зростала кількість органічного і загального азоту.
У дослідах аналізували періодично вміст поживних речовин у поверхневих стоках, грунті і грунтових водах. Показано, що ОСО зможуть бути хорошим джерелом поживних речовин для рослин при екологічно безпечному стані середовища.
Певна робота з вивчення та використання АІ проводиться і в нашій країні. Результати досліджень, проведених на дерново-підзолистих грунтах з різними видами ОСО свідчать про те, що стоки багаті поживними елементами, вміст важких металів у них знаходиться в межах допустимих концентрацій. Застосування ОСВ позитивно впливає на врожайність сільськогосподарських культур. Збільшення врожаю просапних зернових культур в мікрополевом досвіді від АІ в дозі 30 т / га сухої речовини склали 20-25%. У польовому досліді збір сіна викоовсяной суміші від внесення 10 і 30 т / га ОСО підвищився відповідно на 6,6 і 19,7% [17].
Наявність важких металів у зеленій масі викоовсяной суміші, вирощеної при внесенні АІ і в грунті після її прибирання, у вказаних дослідах не перевищувала ГДК.
Цікавий досвід Ставропольського СХИ в радгоспі «Костянтинівський» Предгорного району з кукурудзою на силос. Мулові опади стічних вод м. П'ятигорськ вносили за варіантами: 1 - контроль, 2 - нітрааммофос, 3 - муловий осад - 60 т / га, 4 - те саме - 120 т / га, 5 - те ж -180 т / га. Агрохімічний аналіз грунтів показав, що вміст гумусу і рН були постійні в усіх варіантах і в усі періоди (відповідно 5,1-5,6% і 7,5-7,8%). Збільшення вмісту у грунті фосфору в період збирання врожаю, в порівнянні з попереднім періодом, свідчило про те, що після формування репродуктивних органів відбувався відтік фосфору в грунт. У цей період знижувалася кількість фосфору в зеленій масі кукурудзи [18].
У Латвійської РНПО «Родючість» польові досліди в ланці сівозміни: картопля-кормовий буряк-ячмінь провели на дерново-підзолисті, добре окультуреної грунті. Використовували АІ Болдері з рН 6,9-9,5, вмістом органічної речовини 76%, N - 1,39%, К - 1,82%, Р - 16,5 мг/100 г, Са - 295, Mg - 162,1 мг / 100г, термін зберігання 4-5 років. У результаті дії та післядії ОСО за 2 роки нормой140т/га отримано кормових одиниць з 1га - 25710, нормою 70т/га - 24980, контроль -18857. Авторами рекомендується використання АІ в якості добрив з нормованим вмістом основної групи важких металів [18].
Встановлено, що АІ міських очисних споруд в помірних дозах здатний підвищувати вміст гумусу та біологічну активність грунту, стійкість рослин до екстремальних погодних умов. Оптимальна норма під зернові під основний обробіток - 20т/га, під кукурудзу - 40т/га. На 3-й рік можна обробляти цукрові буряки, за рахунок високого післядії. Хороші результати дає внесення АІ під зяблеву оранку в поєднанні з вапном [38]
Ефективно поєднання помірної дози АІ (20 т) зі зменшеною в 3 рази розрахункової дози NPK. Хімічний склад сільськогосподарської продукції, вирощеної із застосуванням зазначених норм АІ, не гірше контрольних зразків [33].
У польових експериментах вивчено термофильном-скинуті зневоднені опади Київської міської станції, що містять 25-40% органічної речовини, до 4,8% загального азоту, 0,7-2,1% валового фосфору, до 0,8% рухомого фосфору, до 140 мг / кг обмінного Са. Зроблено висновок, що застосування АІ в якості органічних добрив не викликає негативного впливу на навколишнє середовище і зберігає чистоту природних ландшафтів [15].
Співробітники Волго-Вятського ВНІПТІХІМ провели вегетаційні досліди з кукурудзою ВІР-42 і гречкою сорти Майська на дерново-середнепідзолисті грунті. Як добрив використовували опади стічних вод очисних споруд м. Казань з вологістю 64,4%, вмістом NH4-N 3,46%, N03-N 0,03%, Р205 2,7%, К20 0,57%, Сг 1000 г / кг,
Сі 500, Ni 500, Zn 67мг/кг, рН 7,2. АІ вносили по 50 і 100г/кг, що відповідає 125 і 250т/га, контроль без АІ. Аналізи, проведені через 5,10 і 15 днів після початку досліду, показали, що АІ посилюють биологическуюактивностьпочвы.Отмеченболееинтенсивныйрост рослин. Урожай зеленої маси кукурудзи зріс на 130-139%, а гречки на 109-121% при внесенні з розрахунку 125 т / га. Підвищена доза (250 т / га) не зробила істотного впливу на подальше зростання врожаю [15,17].
Багато авторів вважають, що добривна ефект осадів стічних
вод, головним чином визначається наявністю в них азоту [17].
Використання загального азоту, що містить у тому чи іншому вигляді Аі, в перший рік залежить, головним чином, від мінерального азоту, який доступний рослинам відразу ж, органічна ж частину за рахунок мінералізації звільняється повільно, в перший рік близько 15-17%. У Аі, скинутих у термофільних умовах, N засвоюється в перший рік приблизно на 46,6%. Це пояснюється високим вмістом аміачного азоту [32]
Технологічні операції по внесенню мулів у грунт можуть різко знизити загальний вміст азоту у внесених мулах. Якщо рідкий осад вноситься на поверхню грунту і відразу не закладається, втрати азоту за рахунок випаровування досягають 80% [37].
Поряд з джерелом азоту АІ можуть відігравати важливу роль у поповненні запасів фосфору в грунті. Високе його вміст у АІ пов'язане з посиленим застосуванням фосфоровмісних миючих засобів в побуті, а також тим, що фосфор і його сполуки мають меншою рухливістю і розчинність на відміну від калію, який легко вимивається і несеться з очищеними водами [38].
Удосконалення технології вилучення із стічних вод ОСО фосфору, за повідомленням [17] дозволить з урахуванням того, що кожен житель Нідерландів щороку скидає в каналізацію до 1 кг фосфору, витягувати даний елемент у кількості 0,9 кг, що практично дозволить задовольнити потреби рослинництва. Однак, при сучасній технології очистки стічних вод, досягається максимум половинний відбір фосфору [17].
Узагальнюючи літературниеданние, можна констатувати, що АІ володіє високим добривна ефектом при вирощуванні сільськогосподарських культур та все ж при їх застосуванні повинні враховуватися кліматичні умови регіону, типи грунтів, види осаду і конкретно вид вирощуваної культури [43].
Важкі метали в певних випадках можуть виступати в ролі ведучого екологічного чинника, що визначає напрямок і характер розвитку біогеоценозів. Масований забруднення ними зовнішнього середовища може приводити до катастрофічних токсикозам рослин, тварин і людей, і тому діагностується порівняно легко і швидко. Більш складно оцінити токсичну дію відносно невисоких концентрацій важких металів, зовні повільно і малопомітно впливають на навколишнє середовище. Між тим, забруднення саме такого роду, діючи тривалий час, здатні викликати зрушення в існуючому біологічній рівновазі. Грунт є біологічним середовищем, в якій відбувається накопичення важких металів у результаті антропогенної діяльності. Основна маса техногенно розсіяних металів, хоча і викидається в повітря, дуже швидко надходить на поверхню грунту [31]. Значна частина важких металів включається до грунтоутворювального процеси (сорбується грунтовим поглинаючим комплексом, зв'язується з органічною речовиною, перерозподіляється за профілем). Деяка частина поглинається рослинністю. У результаті виходять техногенні геохімічні аномалії важких металів [43].
Таким чином, наявні наукові матеріали вітчизняних дослідників свідчать про те, наскільки складна дана проблема. У світі триває інтенсивний пошук шляхів утилізації зростаючої кількості опадів міських стічних вод - продуктів життєдіяльності людини, а так само інших видів відходів міського комунального господарства. Наявні літературні дані з питань використання в якості добрив не можна автоматично переносити на наші грунтово-кліматичні умови, а з окремих розділів, наприклад, вплив АІ на склад грунтових розчинів і т.д. матеріалів практично немає. З урахуванням вищевикладеного, метою наших досліджень було вивчити можливості використання опадів стічних вод м. Калуги в якості добрив.
1.2 Забруднення сільськогосподарських рослин та їх врожаю радіоактивними речовинами
Радіоактивне забруднення рослин може відбуватися двома шляхами: перший - аеральний шлях, коли випадають з повітря радіоактивні речовини безпосередньо осідають на листках, стеблах, плодах та інших органах рослини, і другий - непряме забруднення, коли в процесі грунтового живлення радіонукліди поглинаються з забрудненого грунту кореневою системою і надходять в надземні органи рослин.
Під час випадання радіоактивних опадів рослини забруднюються переважно аеральним шляхом. Цим шляхом можуть забруднюватися не тільки вегетуючі рослини, але також і зібраний урожай, якщо під час випадання радіоактивних опадів він виявиться не укритим захисними матеріалами на полях, майданчиках, токах та інших місцях на відкритому повітрі. Після закінчення випадання радіоактивних опадів з атмосфери в наступні вегетаційні сезони головним джерелом надходження радіонуклідів в рослини та накопичення їх в урожаї стає грунт. У разі багаторічних хронічних радіоактивних випадінь врожай може забруднюватися одночасно аеральним і грунтовими шляхами.
Як при аеральном, так і при грунтовому шляху головним чинником, що визначає ступінь радіоактивного забруднення рослин і їх врожаю, є величина радіоактивності, яка припадає на одиницю поверхні території (щільність радіоактивних випадінь і щільність радіоактивного забруднення грунту), яка зазвичай виражається в Кюрі на 1 км2 [ 3,5,12,19].
Аеральное радіоактивне забруднення рослин. Радіоактивні опади, що випадають з атмосфери на сільськогосподарські угіддя, не затримуються рослинним покривом повністю. Частина з них мине рослини і, осідаючи у вільному просторі між рослинами, досягає поверхні грунту. Величини затримування радіоактивних опадів рослинним покривом залежать від потужності розвитку надземної маси рослин (врожайності), ступеня облиственности, структури травостою, морфологічної будови рослин і ступеня шорсткості й опушення їх поверхневих тканин, дисперсності та фізико-хімічних властивостей радіоактивних опадів, погодних умов під час їхнього випадання на рослинність. Залежно від цих факторів розміри первинного затримування радіоактивних опадів рослинами можуть варіювати в дуже широких межах: від 10 до 60%).
В експериментах з вивчення радіоактивного забруднення сільськогосподарських культур було встановлено, що величина затримування радіоактивних опадів знаходиться в прямій залежності від урожайності надземної рослинної маси. Відсоток затримування для одного і того ж виду рослин може змінюватися в часі відповідно до зміни величини надземної біомаси в результаті зростання та розвитку рослин. Так, наприклад, при внесенні у вигляді дощу розчину цезію-137 на посів ярої пшениці надземної масою було затримано: у фазу кущіння - 15%, у фазу виходу в трубку - 25%, у фазу цвітіння - 50%, у фазу молочної та воскової стиглості - 60% від нанесеного кількості радіонукліда [1,12].
Затримування радіоактивних опадів рослинним покривом в сильному ступені залежить від фізико-хімічних властивостей цих опадів. Так, при випаданні, на посів ярої пшениці у фазу колосіння рослин розчинних форм радіонуклідів у вигляді дощу початкове затримування було в 5-7 разів вище, ніж при випаданні твердих нерозчинних радіоактивних частинок розміром 50-100мкм [19].
Різні сільськогосподарські культури мають неоднакову здатність до задерживанию випадають з атмосфери радіоактивних опадів, що обумовлено видовий специфікою морфологічної будови рослини. Так, затримування розчинних форм радіонуклідів в період максимального розвитку надземної маси становить для гороху 75%>, ярої пшениці - 70%), ячменю, вівса і проса - 50%>, гречки -40%, картоплі - 25%.
Неоднаковою здатністю до задерживанию радіоактивних опадів характеризуються не тільки різні види рослин, але також і різні частини, і органи одного і того ж рослини. При нанесенні водного розчину стронцію-90 на рослини ярої пшениці затримування становила: для листя - 40%, для стебел - 20%, для полови - 10% і для зерна - 0,6%.
У деяких рослин господарсько цінні частини врожаю достатньо надійно захищені від безпосереднього забруднення радіоактивними опадами (зерно бобових культур, зерно кукурудзи, бульби картоплі, підземна частина коренеплодів). Їх радіоактивне забруднення може відбуватися в наступні періоди або метаболічним шляхом, або в результаті вторинного забруднення при контакті із забрудненою соломою, бадиллям, грунтом [3,5].
Після припинення радіоактивних випадінь, що осіли на рослини радіоактивні речовини, в польових умовах можуть змиватися дощами і струшують вітром. Найбільші польові втрати цих речовин із забруднених рослин відбувається відразу ж після закінчення радіоактивних випадінь, коли радіоактивні речовини ще міцно не закріпилися на поверхні листя, стебел, суцвіть, плодів. З плином часу інтенсивність втрат помітно знижується (таблица1).
1. Польові втрати стронцію-89 забрудненими рослинами у різні терміни після нанесення розчину радіонукліда на кормові сіяні трави (у відсотках від спочатку затриманого кількості)
Показники | Декада після нанесення стронцію-89на рослини | ||||||
1-а | 2-а | Третя | 4-а | 5-а | 6-а | 7-а | |
Втрати (окремо по кожній декаді) | 37 | 31 | 12 | 8 | 4 | 2 | 1 |
Сумарні втрати за час спостереження | 37 | 68 | 80 | 88 | 92 | 94 | 95 |
При тривалому перебуванні забруднених рослин в полі сумарні втрати радіоактивного забруднення можуть досягати значних величин: 80-95%. Звідси випливає, що чим довше після випадіння радіоактивних опадів рослини будуть знаходитися в полі, тим менше буде забруднений врожай радіоактивними речовинами [21,25].
У разі забруднення рослин радіоактивними опадами на локальних слідах ядерних вибухів, коли в складі забруднювача переважають короткоживучі радіонукліди, одночасно з польовими втратами радіоактивних речовин буде відбуватися також зниження радіоактивності за рахунок радіоактивного розпаду короткоіснуючих радіонуклідів. Швидкість розпаду непостійна і змінюється в часі. Спочатку вона найбільш висока, а потім, з плином часу, поступово знижується. Тим не менш, зниження радіоактивного забруднення рослин, зумовлена цією причиною, може бути досить істотним. Так, величина радіоактивності суміші продуктів поділу 1-годинного віку зменшується за перші 10 діб в 720 разів, за наступні 20 діб - ще в 2.4 рази, а в цілому за місяць - в 2600 разів. Зниження радіоактивного забруднення врожаю за рахунок розпаду короткоіснуючих радіонуклідів відбувається не тільки в період вегетації рослин, але також і після збирання врожаю під час його зберігання. При цьому найчастіше може скластися така ситуація, коли врожай, що має на момент збирання підвищений рівень радіоактивного забруднення, після зберігання на складах і сховищах стає цілком придатним для використання [3,29].
Зазвичай придатність забрудненої продукції для використання оцінюється за концентрації в ній радіонуклідів, тобто за змістом їх в одиниці ваги продуктів.
Розміри аерального радіоактивного забруднення врожаю деяких сільськогосподарських культур стронцієм-90 наведено в таблиці 2. В умовах польового експерименту водний розчин стронцію-90 шляхом дрібнокрапельне дощування наносився на вегетуючі посіви в різні терміни: 8 липня і 15 серпня. Збирання врожаю проводилася у міру дозрівання культур: 23 серпня - горох і ячмінь, 27 серпня - гречка, пшениця, овес, кукурудза (на силос), картопля, 6 вересня - просо і соняшник, 12 вересня - цукровий буряк.
Наведені в таблиці 2 дані підтверджують положення про те, що чим більше часу проходить від випадіння радіоактивних опадів на посіви до збирання врожаю, тим менше радіоактивне забруднення одержуваної рослинницької продукції [26].
2. Концентрація стронцію-90 у врожаї сільськогосподарських культур при різних термінах нанесення на посіви радіоактивного розчину з розрахунку 1 Кu / км 2
Культура | Фаза розвитку рослин під час забруднення посіву | Концентрація стронцію-90 в 10-9 Кu / кг | |||
в листках | у стеблах | в полові, кошику | в зерні, бульбах, коренеплодах | ||
1 | 2 | 3 | 4 | 5 | 6 |
Посіви забруднені 8 липня | |||||
Ярова пшениця | вихід в трубку | 403 | 8.2 | 32,6 | 1,73 |
ячмінь | початок колосіння | 743 | 76 | 87 | 2,34 |
овес | вихід в трубку | 379 | 12,3 | 43,9 | 1,27 |
просо | кущіння | 186 | 3,4 | 5,7 | 1,61 |
горох | цвітіння | 260 | 91 | 28,2 | 0,87 |
гречка | цвітіння | 352 | 41,7 | 114 | 5,08 |
картопля | бутонізація | 251 | 74,4 | - | 0,16 |
цукрові буряки | розетка 6 листя | 9,1 | - | - | 0,69 |
соняшник | 6-7 листків | 38 | 2,1 | 3,2 | - |
Посіви забруднені 15 серпня | |||||
яра пшениця | молочна стиглість | 2290 | 222 | 701 | 53,2 |
ячмінь | повна стиглість | 2730 | 398 | 1000 | 60,8 |
овес | молочна стиглість | 1730 | 163 | 1640 | 63,4 |
просо | виметиваніе волоті | 1100 | 72 | 384 | 226 |
горох | дозрівання зерна | 2470 | 562 | 294 | 6,5 |
гречка | формування зерна | 1770 | 231 | 1550 | 131 |
картопля | |||||