Агрохимическая оценка рисового агроландшафта в условиях правобережья реки Кубань тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 06.01.04, кандидат наук Ладатко Валерия Владиславовна

• Ладатко Валерия Владиславовна
• кандидат наук
• 2018

Оглавление диссертации кандидат наук Ладатко Валерия Владиславовна

СОДЕРЖАНИЕ

Стр.

ВВЕДЕНИЕ

1. ВЛИЯНИЕ ХОЗЯЙСТВЕННОЙ ДЕЯТЕЛЬНОСТИ ЧЕЛОВЕКА НА АГРОЛАНДШАФТЫ (ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ)

1.1 Минеральные и органические удобрения

1.2 Средства защиты растений

1.3 Изменение окислительно-восстановительных условий в почве

при выращивании риса

2. УСЛОВИЯ, ОБЪЕКТЫ И МЕТОДИКА ПРОВЕДЕНИЯ ИССЛЕДОВАНИЙ

2.1 Почвенно-климатическая характеристика места проведения экспериментов

2.1.1 Географическое положение района исследований

2.1.2 Климатические условия

2.1.3 Рельеф

2.1.4 Гидрография и гидрогеология

2.1.5 Растительность

2.1.6 Почвы, почвообразующие и подстилающие породы

2.2 Методика проведения и объекты исследований

3. РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЙ

3.1 Оценка состояния почвы рисовой оросительной системы

3.1.1 Содержание подвижных соединений азота и фосфора

3.1.2 Содержание подвижных форм тяжелых металлов

3.1.3 Содержание подвижных соединений железа и марганца

3.1.4 Корреляционные связи между агрохимическими

показателями

3.2 Содержание гербицида Номини в почве и воде рисовой

оросительной системы

3.3 Оценка состояния воды в каналах рисовой оросительной системы

3.3.1 Динамика содержания азотных соединений

3.3.4 Динамика содержания подвижного фосфора

3.3.5 Динамика содержания водорастворимых солей

3.4 Сравнительный анализ состояния почвы рисовой оросительной

системы и богарного участка хозяйства

3.5 Сравнительный анализ состояния почвы рисовой оросительной

системы и вблизи животноводческого комплекса

3.6 Сравнительный анализ состояния почвы рисовой оросительной

системы и фоновой территории

3.7 Урожайность риса и культур рисового севооборота 120 ЗАКЛЮЧЕНИЕ 124 СПИСОК ИСПОЛЬЗОВАННОЙ ЛИТЕРАТУРЫ 126 ПРИЛОЖЕНИЯ

СПИСОК СОКРАЩЕНИЙ

ОВУ - окислительно-восстановительные условия

ПДК - предельно допустимая концентрация

ОДК - ориентировочно допустимая концентрация

РОС - рисовая оросительная система

МОК - магистральный оросительный канал

СКК - сбросной коллекторный канал

ЖК - животноводческий комплекс

ТМ - тяжелые металлы

х - средняя арифметическая

sx - ошибка средней арифметической

а - стандартное отклонение

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Агрохимическая оценка рисового агроландшафта в условиях правобережья реки Кубань»

ВВЕДЕНИЕ

Актуальность темы. В настоящее время взаимодействие природы и человека сопровождается существенными изменениями окружающей среды, охватившими обширные территории. На фоне естественных изменений природной обстановки становится очевидным, что негативное воздействие, оказываемое хозяйственной деятельностью человека, ведёт к нарушению ландшафтов - необходимого условия существования и развития общества. [194].

Когда на большей части территории естественные экосистемы заменяются посевами и посадками культурных растений, первичный ландшафт превращается в агроландшафт, где вся деятельность человека направлена на получение максимальной сельскохозяйственной продукции растениеводства и животноводства [131].

Формирующиеся ландшафты сохраняют естественный характер развития, но приобретают "антропогенное" содержание. Для них характерна перестройка почвенных процессов, изменение свойств почв, режима поверхностных и грунтовых вод, растительного покрова и других биологических изменений. [194].

Естественная ёмкость ландшафта в целом по отношению к загрязнителям необходимо оценивать с точки зрения подхода, который может оказать помощь в вопросах правильного размещения производства, в той или иной мере загрязняющего и изменяющего окружающую среду, определения очерёдности природоохранных мероприятий, требующих крупных затрат, и т.д., чтобы нагрузка на среду была более равномерной и не выходила за допустимые пределы [134].

Из-за роста антропогенных нагрузок важное значение приобретает оценка состояния природных ландшафтов и степени их нарушенности [194].

Согласно ГОСТу 17.8.1.01-80 устойчивость агроландшафта рассматривается как его способность сохранять структуру и свойства, выполняя

определённые функции в условиях антропогенных воздействий. Другими словами это способность противостоять тем или иным видам деградации [76].

Формирование агрохозяйственных экологических систем, устройство устойчивых полевых агроландшафтов - это путь к устойчивому земледелию без эрозии почв и других процессов их деградации, ведущий к воспроизводству природных и антропогенных компонентов среды [193].

Как известно важным элементом технологии сельскохозяйственного производства является применение средств химизации. Использование минеральных и органических удобрений, средств защиты растений приводит, с одной стороны, к увеличению урожайности сельскохозяйственных культур, а с другой, повышает хемогенную нагрузку на окружающую среду и может вызвать её загрязнение, проявляющееся в накоплении токсичных соединений

[96].

Г.С. Липкина (1990) предлагает при оценке интенсивных технологий возделывания сельскохозяйственных культур считать их выдерживающими экологические требования при условиях, когда удобрения и другие химические средства применяют с учетом особенностей зональных систем земледелия и конкретных ландшафтов, предусматривающих соблюдение доз, способов и сроков внесения удобрений в севообороте и под культуру, сводящих к минимуму поверхностный твердый и жидкий сток.

В работах многих авторов показано, что внесение минеральных удобрений на богарных землях сопровождается потерями азота (от 10 до 20 %) и фосфора (до 10 %) путем вымывания их из почвы и попадания в грунтовые и поверхностные воды [83, 157, 196,]. Аналогичные процессы наблюдаются и в результате нерационального применения органических удобрений [23, 112, 124].

Применение удобрений также может стать причиной накопления тяжёлых металлов (7п, Cd, РЬ, Си и др.) в почве и растениях [43, 59, 65, 66, 72, 128, 141], что приводит к ухудшению биологического состояния почв и их загрязнению [80].

При агрохимической оценке почв наблюдения за воздействием токсичных соединений, в результате применения удобрений и пестицидов, в нашей стране проводятся в основном в условиях богарного земледелия. Однако в Краснодарском крае 262 тыс. га занимают рисовые оросительные системы оценка которых особенно актуальна, т.к. наличие слоя воды на рисовых чеках может привести к повышению мобильности вносимых веществ, передвижению их по элементам рисовой системы, вплоть до выноса за её пределы. Эффективность азотных удобрений, применяемых под рис, на Кубани довольна низка [48]. За вегетационный период рисом используется всего 24-38 % внесенного азота, а величина потерь варьирует от 30 до 58 %. При несвоевременном и некачественном внесении удобрений потери этого элемента резко возрастают. По данным Е.П. Алешина с соавт. (1973) рисом усваивается около 20 % азота удобрений (остальная часть или фиксируется в почве или теряется в результате нитрификации и денитрификации).

В связи с этим необходимо установление степени влияния хозяйственной деятельности человека на элементы природной среды рисовых мелиоративных агроландшафтов.

Как правило, рисосеющее хозяйство помимо рисовой оросительной системы включает в себя богарные угодья и животноводческий комплекс. Известно, что значительное влияние на агрохимическое состояние почв оказывают крупные животноводческие комплексы. Концентрированное содержание скота связано с накоплением токсичных отходов, оказывающих разрушающее влияние на различные элементы окружающей среды. Подсчитано, что комплексы по выращиванию крупного рогатого скота мощностью 10 тыс. голов поставляют в экосистемы количество загрязняющих соединений сопоставимое с населением в 100-150 тыс. человек [35].

Установлено, что бесконтрольное применение в качестве удобрения жидкого и полужидкого навоза, навозных стоков, а также завышение их доз может привести к таким негативным последствиям, как развитие процесса эвтрофикации в поверхностных водах, накопление нитратного азота и других

токсичных веществ в почве, растительной продукции, грунтовых водах, и в конечном итоге к попаданию их в организм животных и человека [112, 165]. Концентрация неиспользуемых отходов животноводства в больших количествах также может приводить к загрязнению почв.

Одними их самых опасных загрязнителей окружающей среды являются пестициды, поэтому этой проблеме уделяется много внимания [98, 107, 191,]. По данным М.С. Соколова с соавт. (1977) остатки гербицидов используемых на рисе сохраняются в почве от нескольких до десятков лет.

Исследованиями по изучению загрязнения воды и накоплению в рыбе остатков пестицидов, проведенными в 1980-х годах во ВНИИ риса, обнаружено наличие препарата ордрам в донных отложениях Азовского моря, что привело к запрету на использование этого гербицида [145].

Широко распространено мнение, что рисовые оросительные системы являются мощным источником загрязнения объектов природной среды в результате возделывания риса. В связи с этим необходимо проведение широкомасштабных исследований по выявлению воздействия на окружающую среду технологии возделывания риса, других типов землепользования и сравнение их между собой посредством агрохимической оценки состояния рисового агроландшафта.

Исследованиями французских учёных по изучению связей между интенсивностью сельскохозяйственного производства и уровнем загрязнения вод, проведенными на водосборных бассейнах (вблизи Тулузы), занятых лесом и сельскохозяйственными угодьями (зерновое и животноводческое хозяйства), установлено более сильное по сравнению с лесным водосбором загрязнение нитратами вод тех водосборных бассейнов, на которых ведётся интенсивное сельское хозяйство [91]. Эти исследования являются одним из примеров выявления доли влияния на водные объекты природной среды разных типов хозяйствования.

Цель исследований: оценить агрохимическое состояние почв и вод рисового агроландшафта.

Задачи исследований:

1. Изучить сезонные изменения содержания азота, фосфора, железа, марганца, цинка, кадмия и свинца в почвах рисовой оросительной системы и богарных угодий хозяйства;

2. Выявить динамику содержания азота, фосфора, водорастворимых солей в воде рисовой оросительной системы (РОС);

3. Определить содержание гербицида Номини в почве и воде рисовой оросительной системы;

4. Выполнить локальный почвенный мониторинг вокруг животноводческого комплекса (ЖК);

5. Провести сравнительный анализ состояния почв РОС, богарных угодий и вокруг ЖК.

6. Провести анализ урожая и качества зерна риса.

Научная новизна исследований. Проведено комплексное сравнительное агрохимическое исследование почв различных типов землепользования в рамках отдельного рисосеющего хозяйства.

Теоретическая и практическая значимость. Полученные результаты позволяют оценить агрохимическое состояние рисового агроландшафта и разработать структуру хозяйствования, обеспечивающую минимизацию негативного воздействия на окружающую среду при одновременном обеспечении получения стабильного урожая сельскохозяйственных культур.

Основные положения, выносимые на защиту:

1. Оценка содержания в почве РОС подвижных соединений азота, фосфора, железа, марганца, цинка, кадмия, свинца.

2. Влияние затопления рисовых полей на окислительно-восстановительные условия в почве.

3. Сравнительный анализ различных типов землепользования в рисовом агроландшафте.

4. Влияние минеральных удобрений и предшественников на урожайность и качество зерна риса.

Степень достоверности и апробация работы. Достоверность и обоснованность обобщенных результатов и выводов, представленных в диссертации, подтверждаются экспериментальными данными, полученными с применением гостированных методов, статистической оценкой результатов, которые соответствуют поставленным в работе целе и задачам.

Результаты исследований ежегодно докладывались в форме отчетов на методических комиссиях ФГБНУ ВНИИ риса (2009-2011 гг.); материалы диссертации были представлены на I и III Всероссийской научно-практической конференции молодых ученых «Научное обеспечение агропромышленного комплекса» (Краснодар, 2007, 2009), Молодежной экологической конференции (Ростов-на-Дону, 2009), VII Всероссийской научной конференции молодых ученых и студентов «Современное состояние и приоритеты развития фундаментальных наук в регионах» (Анапа, 2010). По итогам апробации результатов исследований получено 2 грамоты и 2 диплома.

Публикации. По материалам диссертации опубликовано 12 научных работ, в том числе 3 в изданиях, рекомендованных ВАК РФ.

Структура и объем диссертации. Диссертация состоит из введения, четырех глав, выводов, списка литературы, включающего 231 наименование, в том числе 34 зарубежных автора. Работа изложена на 168 страницах текста в компьютерном исполнении, содержит 42 таблицы, 8 рисунков и 31 приложение.

1. ВЛИЯНИЕ ХОЗЯЙСТВЕННОЙ ДЕЯТЕЛЬНОСТИ ЧЕЛОВЕКА НА АГРОЛАНДШАФТЫ (ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ)

В современных условиях мощным фактором изменения миграционной способности химических элементов является хозяйственная деятельность человека. В агроценозах и агроланшафтах при смене растительности и вмешательстве человека в сложившуюся динамику почвенных процессов меняются потоки химических элементов и их круговорот в различных звеньях. Многочисленными экспериментальными данными показано, что применение удобрений сопряжено не только с положительным эффектом (повышение урожая и плодородия почв, характеризующегося, в том числе увеличением содержания гумуса и доступных питательных веществ), но и с рядом нежелательных (или пока не ясных) последствий: подкислением почв, изменением их окислительно-восстановительного режима и миграции элементов, диспропорцией их потребления растением и пр. Все это приводит к нарушению экологического равновесия, масштабы и последствия которого необходимо изучать, предсказывать и корректировать в нужном направлении [130].

Использование минеральных и органических удобрений может повышать хемогенную нагрузку на окружающую среду и вызвать загрязнение её элементов, проявляющееся в накоплении токсичных соединений, в том числе тяжелых металлов, в почве и выносе их с фильтрационными водами в природные водные источники [78, 156].

В последние годы на первое место по загрязнению сельхозпродукции среди всех загрязнителей вышли нитраты - 75 %, доля тяжелых металлов составляет - 15 %, а пестицидов - 8 %. Актуальной проблемой является также поступление соединений фосфора в поверхностные воды, что приводит к эвтрофикации водоемов [122].

Загрязнение почвы, воды, а иногда и воздуха, чаще всего происходит по причине неправильного и несбалансированного применения минеральных и органических удобрений, т. е. без учета взаимодействия питательных веществ

удобрений и растений с объектами окружающей среды. Рациональное использование удобрений позволяет предотвращать нарушения экосистемы, вызываемые недостатком или избытком питательных веществ. Без минеральных элементов невозможна жизнь, а нарушение их баланса неизбежно ведет к нарушению жизненных процессов [172].

В биологических и сельскохозяйственных науках большое значение придается феномену токсичности почвы - образованию и накоплению в ней веществ, способных в определенной степени и форме тормозить развитие и рост растений.

Почвенная токсичность отражает собой конечный результат проявления биологических сил в почве, природа которых как по происхождению, так и по проявлению разнообразна.

Токсичность почвы - признак, существенно характеризующий состояние почвы, ее биологическое и агрономическое благополучие, являющийся своеобразным симптомом, так называемого почвенного утомления и хорошим показателем при оценке эффективности применяемых агромероприятий.

Почвенная токсичность характеризуется отчетливо выраженной неустойчивостью, что обуславливает непостоянство её проявления по срокам и интенсивности [180].

После наступления насыщения или в силу каких-либо других причин почвы перестают аккумулировать загрязнители, некоторые из них начинают циркулировать в экосистеме. За последнее время накоплен большой фактический материал, подтверждающий, что помимо естественного перераспределения химических элементов в почвенном профиле происходят процессы антропогенной деградации почв.

Особую актуальность проблема использования средств химизации приобретает при выращивании риса, т.к. наличие слоя воды на рисовом чеке приводит к повышению мобильности вносимых веществ, передвижению их по элементам рисовой оросительной системы, вплоть до выноса за её пределы.

Для почв рисовых полей характерна высокая цикличность процессов -анаэробного в период вегетации риса и аэробного после просушки чеков перед уборкой урожая и вплоть до очередного затопления почвы на будущий год после посева риса [34]. Цикличность этих процессов является причиной увеличения подвижности значительной части минеральных и органических соединений.

1.1 Минеральные и органические удобрения

Использование минеральных удобрений одновременно с повышением урожайности вызывает загрязнение почв и поверхностных вод биогенными элементами и балластными соединениями. Растворимые балластные соединения вымываются из почвы и поступают в поверхностные и подземные воды, загрязняя их. Малорастворимые соединения аккумулируются в почве и, достигая определенной концентрации, поступают в растения и далее по пищевым цепочкам в организм животных и человека. Содержание балластных веществ и биогенных элементов (чаще всего азота в форме нитратов) может достигать токсичных уровней и стать причиной нарушения здоровья человека.

В практике земледелия бесполезно теряется до 30-50 % всех вносимых минеральных удобрений. Так с урожаем выносится только около 50 % применяемых азотных удобрений, а остальные теряются в результате денитрификации или смывается в поверхностные и подземные воды.

При внесении азота в слишком высоких дозах, обуславливающих повышение рН, тормозятся процессы нитрификации в почве. Внесение азота в дозе 195 кг/га приводит к обмену ионов кальция и переходу органического вещества в раствор, что, в конце концов, вызывает разрушение комковатой структуру почвы [172].

Превышение норм азотных удобрений приводит к снижению использования азота почвы, подавляя азотфиксацию, а также к усилению минерализации природных запасов органических азотистых соединений, в

следствие которой минеральный азот органического вещества может оказаться избыточным и не использоваться растениями [182].

Поступление минеральных удобрений в водные объекты осуществляется в основном с поверхностным стоком, путем инфильтрации в подземные воды, с коллекторно-дренажными водами орошаемых или осушаемых земель, по воздуху, при внесении удобрений при помощи авиации и др. (ГОСТ 17.1.3.11-84).

При эвтрофикации и гипертрофикации питательные вещества в водную среду попадают из почвы. В результате этих процессов нарушается круговорот минеральных веществ и питательные вещества в органической и неорганической форме накапливаются в воде. Загрязнение водоемов питательными веществами в результате использования почвы при интенсивном земледелии сравнимо с загрязнением их сточными водами.

Биологическая продукция, образующаяся в водоемах в результате поступления в них минеральных удобрений, во много раз превышает прибавки урожая полевых культур, получаемые за счет применения удобрений, потому что фитопланктон использует питательные вещества более интенсивно [172].

Азотные и фосфорные удобрения активизируют процесс азотфиксации. Интенсивность азотфиксации и денитрификации в почве зависит от концентрации и форм применяемых минеральных соединений. В результате денитрификации образуется диоксид азота, эмиссия которого в атмосферу, по мнению многих ученых, приводит к уменьшению озонового слоя, защищающего живые организмы от жесткого ультрафиолетового облучения [155].

Применение минеральных удобрений приводит к изменению окислительно-восстановительных условий, что в свою очередь вызывает изменение миграционной способности ряда элементов в 2-100 раз по сравнению с целинной почвой (происходит усиление вымывания из почвенного профиля многих элементов), однако масштабы этого влияния различны в зависимости от химических свойств элементов, видов и доз минеральных удобрений [130]. Так на увеличение содержания аммонийного и нитратного

азота от внесения минеральных удобрений указывают Е.П. Проценко и Л.Н. Караулова (2007). В исследованиях Li Yan-mei с соавт. (2007) потери нитратов от внесения минеральных удобрений на пахотных полях были примерно в 50 раз больше, чем аммония.

По данным А.Х. Шеуджена с соавт. (2006) все азотные удобрения в почве переходят в нитраты, являющиеся наиболее опасной формой азота при загрязнении природной среды, так как они не поглощаются почвой и легко вымываются водой.

Исследованиями Yin Fei с соавт. (2007) показано, что минеральные удобрения значительно увеличивали содержание нитратов в почве по всем слоям. При этом наблюдалась положительная корреляция между дозами азотных удобрений и содержанием нитратов в почве (R=0,834).

Агроэкологический мониторинг 18 рек Великобритании позволил установить наличие положительной корреляции между содержанием в воде нитратов и использованием минеральных удобрений [90].

Основная часть нитратов образовавшихся в результате применения минеральных удобрений остается в почве и хорошо используется сельскохозяйственными растениями [224], а остальная - частично теряется в форме N20 в результате денитрификации, оказывая влияние на повышение температуры воздуха и разрушая озоновый слой в атмосфере. Оставшийся нитратный азот может легко вымываться вследствие орошения и выпадения атмосферных осадков и загрязнять грунтовые воды.

Соединения фосфора поступают в биосферу главным образом в результате сельскохозяйственного производства. Состав фосфорных удобрений регулярно меняется в зависимости от требований сельхозтоваропроизводителей. В последнее время возрастает доля концентрированных и комплексных форм фосфорсодержащих удобрений.

В результате смыва фосфорных удобрений с полей под воздействием орошения и увеличения производства фосфорсодержащих препаратов

(ядохимикатов, детергентов и т.д.) большое количество фосфорных соединений ежегодно поступает в природные воды [155].

В исследованиях В.С. Егорова (2007) установлена миграция подвижного фосфора в подпахотные горизонты, накопление в них его подвижной и валовой форм, повышение степени подвижности фосфора при внесении удобрений. По данным Э.А. Барабиной и В.С. Павловой (1974), напротив, большая часть фосфора из фосфорных удобрений закрепляется в пахотном горизонте и практически не мигрирует в нижние горизонты почвы.

Остаточные фосфаты удобрений в течение длительного времени способны находиться в почвах в доступных растениям формах [175].

В год внесения растения усваивают в среднем 10-15 % фосфора из удобрений [143].

В исследованиях Liu Li-hua с соавт. (2003) показано, что длительное применение минеральных удобрений способствует увеличению содержания вымываемого фосфора. Согласно их данных «Пороговая величина» вымывания фосфора составляет 23 мг/кг, выше которой вымывание резко усиливается.

За последние десятилетия сложилось мнение, что основными потребителями минеральных удобрений на Кубани среди зерновых (в расчете на 1 га) является рис [167].

Выращивание риса оказывает сильное воздействие на плодородие почв. Агрохимические показатели этих почв подвержены значительным изменениям из-за применения больших количеств минеральных удобрений на фоне ограниченного внесения навоза. В первые годы выращивания риса после строительства рисовых оросительных систем в почве резко снижается содержание гумуса и азота. Высокие дозы минеральных удобрений не только не стабилизируют этот процесс, но, напротив, часто способствуют усилению минерализации органического вещества и вымыванию элементов из пахотного горизонта за пределы распространения корневой системы растений, в грунтовые воды. В 1980-х годах регулярное внесение высоких доз фосфорных удобрений привело к локальному «зафосфачиванию» почв под рисом [9].

В рисоводстве актуальной задачей является поиск путей снижения потерь азота почвы и внесенных удобрений. Среднегодовой вынос азота с дренажным стоком с рисовых полей Кубани составляет от 10 % до 55 % внесенной дозы, а по некоторым данным суммарные потери могут доходить до 70 % и выше [184]. По данным Н.Н. Крапивенцева (1983) на периодически затапливаемых рисовых полях потери азота из удобрений составляют примерно 20-55 % от внесенной дозы.

Исследованиями, проведенными во ВНИИ риса установлено, что существенного выноса фосфатов за пределы оросительной системы не происходит, но имеются потери аммиачного азота с фильтрационными водами, а ежегодное поступление в Азовское море соединений азота и калия может со временем вызвать нарушение сложившегося в нем водно-солевого равновесия в сторону увеличения минерализации и повышения содержания токсичных соединений [63, 146, 147], что в свою очередь приведет к изменению видового состава фауны моря, сокращению численности птиц и промысловых рыб.

По данным китайских исследователей удобрения, используемые под рис, могут приводить к эмиссии значительных объемов КН3, КН и N0 [203]. Основным путём потери азота из удобрений в рисовых почвах является денитрификация [204]. И.Н. Курганова с соавт. (2009) отмечает, что увеличение степени увлажнения почвы до 90 % приводит к росту анаэробных зон в почве и способствует активизации процесса денитрификации. Вследствие этого увеличивается поток закиси азота из почвы.

Коэффициент использования азота из удобрений растениями риса в год внесения составляет в зависимости от типа почвы, предшественника, сорта, вида удобрения, способа и срока его внесения 16-50 % [9]. При этом даже высоких фонах азотного питания растения риса более 50 % необходимого им азота берут из почвы и продуктов минерализации гумуса.

Наблюдениями за динамикой минерального азота в почве рисовых хозяйств установлено, что аммонийный азот как удобрений, так и почвы интенсивно подвергается нитрификации особенно в период просушек и

увлажнительных поливов, т.е. наибольшие потери азота происходят в период до создания постоянного затопления [12].

При предпосевном внесении сульфата аммония коллекторно-дренажными водами выносится 1,2-1,3 %, а в период подкормки - от 13 до 17 % азота [163]. Заметный вынос этого элемента наблюдается также в осенние месяцы, что свидетельствует о миграции некоторой части удобрений в грунтовые воды и затем в коллекторно-дренажную сеть.

При избыточном увлажнении почвы в период затопления аммоний может в значительных количествах переходить из фиксированного состояния в обменное. Усиленной минерализации органического вещества почвы может способствовать и внесение азотных удобрений (сульфат аммония, мочевина, кальциевая селитра), что приводит к дополнительной обеспеченности растений азотом [89].

По данным Н.П. Грачевой (1982), Ю.Р.Долгих и Л.В. Долгих (1981) еще до посева риса (за 10-12 дневный период) из почвы теряется более четверти внесенного азота. Потери его особенно велики (22-25 %) в начальные фазы вегетации риса, когда проводятся периодические подсушки почвы. В этот период внесенные аммонийные удобрения интенсивно нитрифицируются, что приводит к увеличению содержания нитратов, концентрация которых в это время в 5-6 раз больше, чем аммония.

Список литературы диссертационного исследования кандидат наук Ладатко Валерия Владиславовна, 2018 год

ей И К

К К

1,4 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0

май

июнь июль август сентябрь

Сроки отбора проб

Рисунок 3 - Динамика содержания нитратов в водах РОС, мг/л (2008-2010 гг.) с соседних территорий водосборной площади, предотвращая загрязнение водоисточников нитратами. Поступление атмосферных осадков на рисовые поля сопровождалось очищением дождевой воды от азота благодаря поглощению его растениями риса и водной микробиотой.

Вода сбросного канала у животноводческого комплекса (сброс С-1-1'') характеризовалась самым высоким (0,72 ± 0,099 мг/л) содержанием нитратов по сравнению с водой других сбросных каналов. Что, по-видимому, обусловлено расположенным в 10 м от канала навозохранилищем, и как следствие смывом экскрементов животных осадками и вымыванием К03- из почвы.

В работе корейского исследователя ОДо Jae-Young (2003) отмечается, что концентрация питательных веществ в воде с рисовых полей значительно повышалась в период применения удобрений, а затем снижалась.

По нашим данным максимальное содержание нитратов во всех изучаемых объектах отмечается в начале вегетационного периода, в мае, в

результате внесения предпосевного удобрения и в июне после подкормки, составляя 0,91 ± 0,130 и 0,85 ± 0,088 мг/л соответственно.

Абсолютное содержание нитрат-иона в воде было выше в 2010 году, достигая до 2,17 мг/л, что вероятно связано с более высокими температурами в течение вегетационного периода, способствующими активизации микробиологической деятельности в почве и воде оросительной системы (прил. 1).

Анализ динамики нитратов в среднем за исследуемый период выявил уменьшение их концентрации от начала к концу вегетационного периода, при этом превышения ПДК (45 мг/л) не отмечено ни в одном из объектов. В тоже время варьирование этого показателя по вариантам опыта в течение вегетационного периода было значительным.

Содержание нитритов в воде в районе Федоровского гидроузла в среднем за 3 года исследований составило 0,14 мг/л, превысив в 2-5 раз концентрацию их в оросительных каналах (от 0,03 до 0,07 мг/л), что также свидетельствует о

загрязненности поступающей на рисовые чеки воды (табл. 21, рис. 4). Таблица 21 - Динамика содержания нитритов в воде РОС, мг/л (2008-2010 гг.)

Вариант Сроки отбора проб — Б- X а

май июнь июль август сентябрь X

МОК 0,04 0,04 0,07 0,04 0,05 0,05 0,006 0,01

Ороситель О-О-3 0,04 0,06 0,06 0,04 0,05 0,05 0,004 0,01

Ороситель ОЛ-4 0,04 0,05 0,05 0,04 0,05 0,05 0,002 0,01

Ороситель О-О-З-4 0,05 0,06 0,05 0,04 0,03 0,05 0,005 0,01

Ороситель ОЛ-2 0,04 0,05 0,06 0,03 0,04 0,04 0,005 0,01

Сброс С-1-2 0,06 0,39 0,03 0,01 0,02 0,10 0,072 0,16

Сброс С-1-1 0,04 0,20 0,03 0,01 0,01 0,06 0,036 0,08

Сброс С-1-1' 0,03 0,06 0,02 0,01 0,02 0,03 0,009 0,02

Сброс С-1-1" 0,24 0,32 0,04 0,02 0,01 0,13 0,064 0,14

Сброс С-1-2-1 0,06 0,32 0,03 0,01 0,02 0,09 0,059 0,13

X 0,06 0,16 0,04 0,03 0,03

Б- X 0,020 0,044 0,005 0,005 0,005

а 0,06 0,14 0,02 0,01 0,02

0,30

, 0,25

О

« 0,20 к

к §

а 0,15

«

о о

й «

К

0,10

§ 0,05 к

0,00

стельные каналы

Сбросные каналы

май

июнь июль август сентябрь

Сроки отбора проб

Рисунок 4 - Динамика содержания нитритов в воде РОС, мг/л (2008-2010 гг.)

Сравнительный анализ воды в районе Федоровского гидроузла (0,04 мг/л) и оросителей в 2008 и 2010 гг. не выявил существенных различий по содержанию изучаемого соединения (прил. 3, 13), тогда как в 2009 году содержание нитритов в воде Федоровского гидроузла составило - 0,23 мг/л, превысив их концентрацию в оросительных каналах (прил. 8).

В докладе «О состоянии природопользования и об охране окружающей среды Краснодарского края в 2008 году» (2009) к основным загрязняющим веществам природных вод реки Кубань был отнесен азот нитритный, содержание которого доходило до 4,83 ПДК, составляющего 3,3 мг/л.

В воде сбросных каналов содержание К02- в течение всего вегетационного периода варьировало от 0,01 до 0,39 мг/л. Повышенная (0,16 ± 0,044 мг/л) концентрация нитритов в сбросных каналах в июне, по-видимому, является следствием внесения азотной подкормки авиационным способом, в результате которого часть удобрений попадает в сбросные каналы. Однако максимальное содержание нитритов на протяжении всего периода исследований наблюдалось в воде сброса С-1-1'' у ЖК (0,13 ± 0,064 мг/л), что обусловлено близлежащим расположением навозохранилища.

В 2009 году с июля по сентябрь в воде оросительных и сбросных каналов, а в 2010 году в воде оросительных каналов отмечалось снижение концентрации изучаемого иона. То есть, вероятно, в течение вегетационного периода происходит постепенное разложение нитритов (прил. 8, 13).

Исследованиями П.С. Лозовицкого (2001) показано, что содержание нитритов в днепровской воде оросительного канала было 0,03 ± 0,02 мг/л, а в воде сбросного канала - 0,07 ± 0,03 мг/л, то есть почти в 2 раза выше, что согласуется с полученными нами данными. При этом содержание К02- в изучаемых водных объектах было значительно ниже, чем нитратов.

Превышения ПДК по содержанию нитритов в течение всего периода наблюдений обнаружено не было.

Концентрация изучаемого иона в оросительных каналах различалась не существенно, а в сбросных каналах - значительно варьировала, главным образом из-за характера сезонной динамики нитритов в сбросе возле ЖК.

По данным П.С. Лозовицкого (2001) содержание аммонийного азота в днепровской воде оросительного канала составляло 0,37 ± 0,10 мг/л, а в воде сбросного канала - 0,48 ± 0,10 мг/л, т.е. на 30 % больше.

В наших исследованиях содержание КН4+ в воде оросительных каналов в течение периода наблюдений варьировало от 0,07 до 0,52 мг/л. Наибольшие его концентрации наблюдались в воде МОК, что обусловлено поступлением в него воды из Федоровского гидроузла, в котором содержание изучаемого иона в начале вегетации составляло в среднем за три года 0,45 мг/л, и было значительно выше, чем в воде других оросительных каналов (табл. 22, рис. 5).

Концентрация аммония в воде сбросных каналов варьировала от 0,08 до 1,14 мг/л. а максимальное его содержание было обнаружено в сбросе у животноводческого комплекса (С-1-1") - 0,65 ± 0,141мг/л.

В начале периода вегетации усредненное содержание КН^ в воде сбросных каналов (без учета сброса С-1-1") было выше, чем в оросительных (без учета МОК), составляя 0,27 и 0,12 мг/л соответственно, что, по-видимому, обусловлено смывом со сбросными водами части азота, внесенного с предпосевным удобрением.

Таблица 22 - Динамика содержания аммонийного азота в водах РОС, мг/л (2008-2010 гг.)

Вариант Сроки отбора проб — Б- X а

май июнь июль август сентябрь X

МОК 0,52 0,22 0,26 0,21 0,22 0,29 0,059 0,13

Ороситель О-О-3 0,07 0,17 0,23 0,19 0,14 0,16 0,027 0,06

Ороситель ОЛ-4 0,14 0,30 0,24 0,18 0,13 0,20 0,032 0,07

Ороситель О-О-З-4 0,14 0,21 0,24 0,13 0,17 0,18 0,021 0,05

Ороситель ОЛ-2 0,15 0,33 0,22 0,17 0,16 0,21 0,033 0,07

Сброс С-1-2 0,17 0,78 0,12 0,11 0,12 0,26 0,130 0,29

Сброс С-1-1 0,24 0,70 0,22 0,08 0,18 0,28 0,108 0,24

Сброс С-1-1' 0,22 0,18 0,23 0,08 0,14 0,17 0,028 0,06

Сброс С-1-1" 1,14 0,30 0,53 0,73 0,53 0,65 0,141 0,32

Сброс С-1-2-1 0,46 0,96 0,25 0,09 0,19 0,39 0,155 0,35

X 0,33 0,42 0,25 0,20 0,20

Б- X 0,101 0,091 0,033 0,061 0,038

а 0,32 0,29 0,10 0,19 0,12

0,8 1 й МОК ^ Оросительные каналы Ш Сбросные каналы

^ 0,7

к 0,6

к 0,5

к §

8 0,3

й и

! 0,2

й к к

0,1

0,0

май

июнь июль август сентябрь

Сроки отбора проб

Рисунок 5 - Динамика содержания аммонийного азота в водах РОС, мг/л

(2008-2010 гг.)

По данным В.Н. Кудеярова и В.И. Стрекозовой (1976) в начале вегетации в сбросной воде содержание аммония было в 2 раза больше, чем в поливной, а к концу вегетации оно снижалось, достигая равных значений в поливной и сбросной воде. Такой характер сезонной динамики изучаемого иона подтверждается и нашими исследованиями.

В июле 2009 г. содержание аммония в воде всех каналов, за исключением сброса у ЖК, обнаруживалось в следовых количествах (прил. 9), что вероятно, обусловлено выпадением обильных осадков в этом месяце и как следствие разбавлением концентрации солей в воде оросительных и сбросных каналов.

В 2009 и 2010 гг. содержание изучаемого иона в воде сбросных каналов в сентябре было выше чем в августе, что является следствием массового сброса воды с чеков перед уборкой риса (прил. 9, 14).

Проведение азотной подкормки в июне привело к повышению концентрации аммония в сбросных каналах, причем значение его было максимальным за весь период наблюдений (0,42 ± 0,091 мг/л).

Содержание КН4+, как в поливной, так и в сбросной воде было значительно ниже, чем КО3+, но больше чем КО2-. Аналогичная тенденция была выявлена в исследованиях Шарифуллина Р.С. (1978).

Таким образом, вынос азота со сбросными водами происходит в основном в форме нитратов.

Динамика содержания обменного аммония в воде оросительных каналов была неоднозначенной, при этом к концу вегетационного периода наблюдалось уменьшение его концентрации.

Превышения ПДК (2,5 мг/л) по содержанию аммонийного азота в воде всех изучаемых объектов обнаружено не было, и даже в сбросном канале у ЖК, оно составляло только 0,5 ПДК.

В исследованиях Э.А. Кобилевой (1978), проведенных на Кубани, показано, что в период внесения азотных удобрений содержание нитратов в воде каналов может доходить до 38 мг/л, аммония - до 1,22 мг/л, а нитритов -до 1,00 мг/л. Полученные нами данные свидетельствуют о снижении за

последние 50-60 лет хемогенной нагрузки со стороны нитратов на водоприемники.

3.3.4 Динамика содержания подвижного фосфора

Проведенными исследованиями установлено, что в воде оросительных каналов в 2008-2009 гг. во все периоды отбора проб подвижных соединений фосфора обнаружено не было (прил. 6, 11).

В 2008 г., в начале вегетационного периода (май месяц) в воде сбросных каналов фосфаты не обнаруживались, за исключением сброса С-1-1", расположенного возле ЖК, в котором концентрация подвижного фосфора составляла 0,96 мг/л. В конце вегетационного периода (сентябрь месяц) фосфаты содержались во всех сбросных водах в количестве от 0,18 до 0,56 мг/л, а максимальное их количество также обнаружено в сбросе около ЖК и в канале на выходе из системы. Наличие фосфатов в сбросных водах объясняется повышением их подвижности в почве под влиянием длительного затопления при возделывании риса (прил. 6).

В 2009 г. в июне следовые количества Р2О5 содержались в воде всех сбросных каналов. В то же время в сбросе у ЖК фосфаты присутствовали в количестве - от 0,14 мг/л (в мае) до 6,40 мг/л (в июле). Повышенная концентрация Р2О5 в июле по-видимому обусловлена выпавшими накануне отбора обильными осадками и как следствие вымыванием фосфора из почвы (прил. 11).

Полученные нами результаты согласуются с данными исследований В.Н. Кудеярова и В.И. Стрекозовой (1976), Э.А. Кобилевой (1978), Р.С. Шарифуллина (1978, 1981), И.В. Подлесного (1984, 1985), которые также отмечали незначительное содержание фосфатов (в следовых количествах), как в поливных, так и в сбросных водах. То есть внесение фосфорных удобрений на рисовых полях практически не оказывает влияние на содержание водорастворимого фосфора в коллекторных водах.

Значительная часть поступающих в водоем фосфат-ионов сорбируется взвешенными в воде частицами, так как фосфат-ионы образуют малорастворимые соединения с ионами железа, кальция, алюминия, вследствие чего их миграционная способность уменьшается [155].

Однако в 2010 году фосфаты были обнаружены как в оросительных (май, июль, сентябрь), так и в сбросных (в течение всего периода наблюдений) каналах (прил. 16), что могло стать следствием более высоких температур воздуха в этом году (табл.1).

В среднем за 2008-2010 гг. максимальное содержание фосфатов отмечено в сбросном канале у ЖК в июле, вследствие того, что в этом месяце наблюдались самые высокие температуры воздуха (табл. 23, рис. 6).

Таблица 23 - Динамика содержания фосфатов в водах РОС, мг/л (2008-2010 гг.)

Вариант Сроки отбора проб _ Б- X а

май июнь июль август сентябрь X

МОК 0,05 н/о 0,06 н/о н/о 0,02 0,014 0,03

Ороситель О-О-3 0,04 н/о 0,06 н/о 0,07 0,03 0,015 0,03

Ороситель ОЛ-4 0,05 н/о 0,06 н/о 0,07 0,04 0,015 0,03

Ороситель О-О-З-4 0,04 н/о 0,06 н/о 0,07 0,03 0,015 0,03

Ороситель ОЛ-2 0,03 н/о 0,06 н/о 0,09 0,04 0,017 0,04

Сброс С-1-2 0,05 следы 0,09 0,06 0,12 0,06 0,020 0,04

Сброс С-1-1 0,05 следы 0,12 0,25 0,07 0,10 0,042 0,09

Сброс С-1-1' 0,04 следы 0,11 0,19 0,08 0,08 0,032 0,07

Сброс С-1-1" 0,61 0,64 2,84 2,23 1,02 1,47 0,452 1,01

Сброс С-1-2-1 0,04 следы 0,07 0,05 н/о 0,03 0,014 0,03

X 0,10 0,06 0,39 0,28 0,16

Б- X 0,057 0,064 0,307 0,219 0,096

а 0,18 0,20 0,92 0,69 0,30

О

м

Рч «

к к

а

«

о о

й «

К

й X К

0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0,0

□ МОК □ Оросительные каналы

Сбросные каналы

май

июнь июль август сентябрь

Сроки отбора проб

Рисунок 6 - Динамика содержания фосфатов в водах РОС, мг/л (2008-2010 гг.)

ПДК РО4 " в водных объектах хозяйственно-бытового назначения составляет 3,5 мг/л. Если пересчитать полученные данные на фосфат-ион, то в сбросном канале у ЖК в июле 2009 года было отмечено превышение ПДК (4,28 мг/л РО4 "), а в 2010 году концентрация его была близка к ПДК (1,29 -3,26 мг/л РО43-).

Согласно А.Х. Шеуджену с соавт. (2006) эвтрофикация (цветение воды в результате бурного развития водорослей) возникает, когда концентрация фосфора в воде превышает 0,1 мг/л. Как видно из приведенных данных, опасность эвтрофикации может возникнуть при недостаточном промывном режиме и застаивании воды в сбросных и оросительных каналах.

3.3.5 Динамика содержания водорастворимых солей

Содержание водорастворимых солей в результате их вымывания из почвы было почти в 1,5 раза больше в воде сбросных каналов (262-390 мг/л), чем в оросительных (160-298 мг/л), и это без учёта сброса возле ЖК, в котором концентрация солей варьировала от 917 до 1078 мг/л (табл. 24, рис. 7).

Таблица 24 - Динамика содержания водорастворимых солей в водах РОС, мг/л (2008-2010 гг.)

Вариант Сроки отбора проб _ Б- X а

водных объектов май июнь июль август сентябрь X

МОК 248 201 192 174 298 223 22,47 50,24

Ороситель О-О-3 257 213 195 192 207 213 11,70 26,16

Ороситель ОЛ-4 177 205 160 175 191 182 7,64 17,08

Ороситель О-О-З-4 216 193 175 170 209 193 9,05 20,23

Ороситель ОЛ-2 269 176 151 173 170 188 20,76 46,43

Сброс С-1-2 349 326 268 298 344 317 15,16 33,90

Сброс С-1-1 318 294 281 278 293 293 7,05 15,77

Сброс С-1-1' 291 279 269 288 390 303 21,99 49,17

Сброс С-1-1" 930 1078 917 1077 1028 1006 34,93 78,11

Сброс С-1-2-1 302 287 267 311 262 286 9,54 21,32

X 336 325 288 314 339

Б- X 67,88 85,21 71,70 86,85 79,71

а 214,65 269,46 226,73 274,64 252,07

□ МОК □ Оросительные каналы Ш Сбросные каналы

500

к «

I 400

§ ч

я о

Л о

Ц § 300

° 2!

« Л

к о

§ Й 200

СТ5 ^

0

май

июнь июль август сентябрь

Сроки отбора проб

Рисунок 7 - Динамика содержания водорастворимых солей в водах РОС, мг/л

В исследованиях А.Я. Ачканова, В.К. Бугаевского и Н.С. Тура (1976), показано, что в хозяйствах Краснодарского края концентрация водорастворимых солей в сбросных каналах была почти в 5 раз больше, чем в оросительных. По их мнению, удаление солей происходит в результате диффузии из самого верхнего слоя почвы. Приведенные данные полностью согласуются с выводами Д.П. Химича (1968) о том, что затопляемая культура риса является мощным фактором опреснения как почвогрунтов, так и грунтовых вод.

В исследованиях Э.А. Кобилевой (1978), проведенных на территории Петровско-Анастасиевской рисовой оросительной системы, установлено, что минерализация коллекторных вод в 10-30 раз превышала минерализацию оросительной воды. В Нижнем Поволжье минерализация сбросной воды в рисосеющих хозяйствах составляла от 300 до 1600 мг/л [110].

По данным Т.И. Плотниковой (1987) в Приморье минерализация сбросных и оросительных вод была близка во все периоды вегетации (от 0,1 до 0,2 г/л). Однако, в исследованиях А.С. Корлякова (1998), также проведенных на Дальнем Востоке минерализация воды в рисовых чеках, а соответственно и в сбросных каналах превышала минерализацию воды источников орошения на 20-50 % и составляла до 0,3 г/л.

Исследованиями, проведенными П.С. Лозовицким (2001) в Украине показано, что общая минерализация дренажно-сбросных вод за период исследований изменялась от 390 до 647 мг/л и была почти в 2 раза выше, чем в оросительной воде. При этом минерализация воды с марта по август уменьшалась.

Т.Н. Кириенко (1985) указывает на то, что за три года орошения произошло опреснение грунтовых вод в 19 раз.

В наших исследованиях максимальная концентрация водорастворимых солей в оросительных каналах отмечалась в воде магистрального канала (223 ± 22,47 мг/л), что было близко к содержанию солей в воде Федоровского гидроузла (среднее за три года - 228 мг/л). То есть, как отмечалось ранее, вода,

приходящая из реки Кубань изначально содержит в себе достаточно много водорастворимых солей.

В 2009 году в начале вегетации содержание солей в МОК было даже выше, чем в воде Федоровского гидроузла (315 и 239 мг/л соответственно) (прил. 10). К концу вегетационного периода содержание водорастворимых солей в воде МОК, в результате ее разбавления водой поступающей в течение летнего периода из р. Кубань, плавно снижалось.

Увеличение минерализации МОК в сентябре (табл. 24) обусловлено значительным повышением концентрации водорастворимых солей в этом месяце в 2008 году (прил. 5), что вероятно стало следствием сброса в р. Кубань загрязненных вод.

ПДК содержания водорастворимых солей в воде составляет 1000 мг/л. В сбросном канале вблизи ЖК наблюдалось превышение ПДК по этому показателю (до 1078 мг/л) из-за вымывания их из почвы содержащей экскременты животных в результате инфильтрации из навозохранилища.

Повышенное содержание водорастворимых солей в сбросе С-1-1" подтверждается значениями водородного показателя (табл. 25, рис. 8).

Таблица 25 - Динамика рН в воде РОС (2008-2010 гг.)

Вариант Сроки отбора проб — sx с

май июнь июль август сентябрь x

МОК 7,6 7,6 7,4 7,8 7,2 7,5 0,10 0,23

Ороситель О-О-3 7,7 7,8 7,4 7,9 7,3 7,6 0,12 0,26

Ороситель ОЛ-4 7,8 7,9 7,4 8,0 7,6 7,7 0,11 0,24

Ороситель О-О-З-4 7,8 7,9 7,5 7,9 7,8 7,8 0,07 0,16

Ороситель ОЛ-2 7,9 7,8 7,5 8,0 7,7 7,8 0,09 0,19

Сброс С-1-2 7,7 7,7 7,5 8,0 7,6 7,7 0,08 0,19

Сброс С-1-1 7,5 7,7 7,5 7,9 7,7 7,7 0,07 0,17

Сброс С-1-1' 7,7 7,7 7,4 8,0 7,8 7,7 0,10 0,22

Сброс С-1-1" 7,9 8,0 7,9 8,1 8,2 8,0 0,06 0,13

Сброс С-1-2-1 7,8 7,8 7,7 7,9 7,8 7,8 0,03 0,07

X 7,7 7,8 7,5 8,0 7,7

Б- X 0,04 0,04 0,05 0,03 0,09

а 0,13 0,12 0,16 0,08 0,28

□ МОК □ Оросительные каналы Сбросные каналы

май июнь июль август сентябрь

Сроки отбора проб

Рисунок 8 - Динамика рН в воде РОС (2008-2010 гг.)

Высокое содержание питательных веществ, поступающих в водоемы в форме органических соединений или минеральных элементов, усиливает в них биологическую активность, что приводит к повышению рН воды и уменьшает ее прозрачность [172].

В сбросном канале вблизи животноводческого комплекса вода характеризуется повышенной щелочной реакцией по сравнению с другими каналами, что указывает на большее содержание в ней солей. То есть в определенной степени рН может являться индикатором засоленности и загрязненности водных объектов чрезмерным содержанием питательных соединений. В целом значительных различий по этому показателю между оросительными и сбросными каналами не обнаружено.

Согласно СанПин 2.1.4.559-96 показатель рН воды не должен выходить за пределы 6,5-8,5 для водных объектов хозяйственно-питьевых и культурно-бытовых целей (Садовникова Л.К., 2008).

В исследованиях Э.А. Кобилевой (1978), величина рН коллекторной воды в течение года изменялась от 7,4 летом до 8,3 зимой. В работе П.С. Лозовицкого (2001) показано, что рН днепровской воды оросительного

канала составлял 8,28 ± 0,07, а в воде сбросного канала этот показатель был чуть меньше - 7,94 ± 0,13. В наших исследованиях вода оросительных и сбросных каналов соответствовала установленным нормам.

Минимальная концентрация водорастворимых солей наблюдалась в июле (288 ± 71,70 мг/л), а максимальная - в сентябре (339 ± 79,71 мг/л), так как в этом месяце начинается сброс воды с рисовых чеков, и все соли вымывшиеся из почвы попадают в сбросные каналы.

Динамика водорастворимых солей в воде как оросительных, так и сбросных каналов была неоднозначной и зависела, прежде всего, от поступающей на чеки воды и интенсивности выщелачивания солей из почвы.

3.4. Сравнительный анализ состояния почвы рисовой оросительной системы и богарного участка хозяйства

В 2009 году в почве богарного участка хозяйства содержание аммонийного азота весной варьировало от 5,7 мг/кг (под озимым ячменем) до 10,3 мг/кг (под озимой пшеницей), а к осени уменьшалось в 2 раза, составив от 2,1 мг/кг (под озимым ячменем) до 4,5 мг/кг (под озимой пшеницей), что связано с потреблением растениями этой формы азота в течение вегетации, а также превращением аммония в нитраты (табл. 26).

Таблица 26 - Сезонные изменения содержания аммонийного азота в почве богарного звена хозяйства, мг/кг

№ опытного участка, звено севооборота 2009 г. 2010 г.

весна осень весна осень

1. Оз.пшеница-кукуруза 6,2 4,4 1,3 5,2

2. Оз.пшеница-кукуруза 10,3 4,5 1,4 2,3

3. Оз.пшеница-кукуруза 8,2 4,1 2,7 7,2

4. Оз.пшеница-кукуруза 5,7 2,1 6,7 1,9

5. Кукуруза-оз.пшеница 7,4 2,5 11,7 1,6

X 7,6 3,5 4,8 3,6

Б- X 0,81 0,51 2,00 1,10

а 1,8 1,1 4,5 2,5

Весной 2010 года содержание аммонийного азота было в 1,5 раза меньше по сравнению с предыдущим годом. Это объясняется тем, что в 2010 г почти все опытные поля должны были быть заняты кукурузой, которая на момент отбора почвенных образцов ещё не была посеяна и следовательно ещё не было внесено предпосевное удобрение. К осени концентрация аммония, так же, как и в 2009 г, снижалась.

Концентрация нитратов в 2009 году колебалась в весенний отбор от 6,1 мг/кг (под озимой пшеницей) до 56,3 мг/кг (под кукурузой), а осенью увеличилась в 2 раза, варьируя от 13,1 мг/кг (под озимой пшеницей) до 125,9 мг/100 г (под кукурузой) (табл. 27).

Таблица 27 - Сезонные изменения содержания нитратного азота в почве богарного звена хозяйства, мг/кг

№ опытного участка, звено севооборота 2009 г. 2010 г.

весна осень весна осень

1. Оз.пшеница-кукуруза 25,5 55,0 17,5 171,2

2. Оз.пшеница-кукуруза 6,1 13,1 9,7 167,1

3. Оз.пшеница-кукуруза 32,4 90,7 25,1 164,5

4. Оз.пшеница-кукуруза 17,0 20,3 57,9 181,8

5. Кукуруза-оз.пшеница 56,3 125,9 12,9 26,7

X 27,5 61,0 24,6 142,3

Б- X 8,44 21,31 8,71 29,04

а 18,9 47,6 19,5 64,9

В 2010 году содержание нитратов к осени также значительно увеличилось (более чем в 5,5 раз), что обусловлено активной минерализацией органического вещества после уборки выращиваемых культур, в том числе в следствии механических обработок почвы и выпавших накануне отбора обильных осадков (прил. 1).

Учитывая, что ПДК содержания нитратов в почве составляет 130 мг/кг [42], превышение этого значения было зафиксировано только в 2010 г на полях после кукурузы.

В 2009 году содержание подвижного фосфора осенью было в 30 раз меньше чем весной, что обусловлено вымыванием его с осадками и потреблением растениями в процессе вегетации (табл. 28). Сезонную направленность колебаний содержания Р205 от максимального весной до минимального после уборки на богарных культурах В.И. Бровкин (1990), например, объясняет биологической активностью почвы и связанным с ней выделением углекислоты, а также органических кислот, образующихся при разложении корневых и пожнивных остатков. Максимальное содержание Р205 весной и осенью было в почве под кукурузой (поле № 5), а минимальное весной и осенью - под озимой пшеницей (поле № 2).

Таблица 28 - Сезонные изменения содержания подвижного фосфора в почве богарного звена хозяйства, мг/кг

№ опытного участка, звено севооборота 2009 г. 2010 г.

весна осень весна осень

1. Оз.пшеница-кукуруза 10,90 0,41 0,17 18,91

2. Оз.пшеница-кукуруза 0,68 0,03 0,26 н/о

3. Оз.пшеница-кукуруза 11,82 0,15 0,69 7,63

4. Оз.пшеница-кукуруза 5,90 0,28 9,60 16,72

5. Кукуруза-оз.пшеница 16,40 0,47 15,40 12,71

X 9,10 0,30 5,20 11,2

Б- X 2,69 0,08 3,11 3,39

а 6,02 0,20 6,95 7,59

Весной 2010 года максимальное содержание подвижного фосфора было в почве под озимой пшеницей (поле № 5) под которую уже было внесено фосфорное удобрение, тогда как другие поля только готовились под посев кукурузы. Осенью, в отличие от предыдущего года, в результате посева кукурузы произошло увеличение содержания подвижного фосфора в 2 раза. Это объясняется, тем, что в первой половине октября, перед отбором почвенных образцов выпали обильные осадки (табл. 1, прил. 1), что привело к повышению содержания водорастворимого фосфора.

Считается, что в черноземных почвах Кубани в богарных условиях содержание подвижных фосфатов очень низкое. Водорастворимые фосфаты вносимых удобрений быстро связываются в менее подвижные формы. В затопленной почве рисовых полей в результате восстановительных процессов накопление подвижных фосфатов значительно возрастает [34].

Содержание подвижного цинка в среднем за два года исследований колебалось в среднем от 0,38 до 0,45 мг/кг (табл. 29). Не было выявлено значительного уменьшения или увеличения содержания подвижного цинка как по годам, так и по срокам отбора.

Таблица 29 - Сезонные изменения содержания подвижного цинка в почве богарного звена хозяйства, мг/кг

№ опытного участка, звено севооборота 2009 г. 2010 г.

весна осень весна осень

1. Оз.пшеница-кукуруза 0,42 0,46 0,49 0,47

2. Оз.пшеница-кукуруза 0,42 0,41 0,42 0,49

3. Оз.пшеница-кукуруза 0,35 0,36 0,44 0,32

4. Оз.пшеница-кукуруза 0,38 0,37 0,45 0,47

5. Кукуруза-оз.пшеница 0,37 0,42 0,47 0,40

X 0,38 0,40 0,45 0,43

Б- X 0,015 0,018 0,010 0,031

а 0,03 0,04 0,02 0,07

Превышения ПДК содержания подвижного цинка в почве, составляющей 23 мг/кг (ГН 2.1.7.2041-06, 2006) не наблюдалось.

В 2009 году концентрация подвижного кадмия к осени увеличилась в среднем по анализируемым полям в 3-5 раз (табл. 30), что является следствием внесения доз навоза более 80 т/га.

В 2010 году также наблюдалось увеличение содержания Cd к осени, но оно было не столь значительным. При этом концентрация его в оба срока отбора была ниже, чем осенью 2009 года.

Таблица 30 - Сезонные изменения содержания подвижного кадмия в почве богарного звена хозяйства, мг/кг

№ опытного участка, звено севооборота 2009 г. 2010 г.

весна осень весна осень

1. Оз.пшеница-кукуруза 0,03 0,07 0,05 0,06

2. Оз.пшеница-кукуруза 0,03 0,09 0,04 0,05

3. Оз.пшеница-кукуруза 0,02 0,10 0,03 0,06

4. Оз.пшеница-кукуруза 0,02 0,10 0,05 0,07

5. Кукуруза-оз.пшеница 0,02 0,06 0,07 0,08

X 0,02 0,08 0,05 0,06

Б- X 0,002 0,008 0,007 0,005

а 0,01 0,02 0,01 0,01

Содержание подвижного свинца в годы исследований колебалось в среднем по полям севооборота от 1,26 до 1,35 мг/кг с тенденцией увеличения от весны к осени (табл. 31).

Таблица 31 - Сезонные изменения содержания подвижного свинца в почве богарного звена хозяйства, мг/кг

№ опытного участка, звено севооборота 2009 г. 2010 г.

весна осень весна осень

1. Оз.пшеница-кукуруза 1,37 1,34 1,16 1,60

2. Оз.пшеница-кукуруза 1,23 1,55 1,38 1,93

3. Оз.пшеница-кукуруза 1,20 1,42 1,36 0,78

4. Оз.пшеница-кукуруза 1,21 1,30 1,62 0,77

5. Кукуруза-оз.пшеница 1,35 1,15 0,79 1,55

X 1,27 1,35 1,26 1,33

Б- X 0,036 0,066 0,139 0,234

а 0,08 0,15 0,31 0,52

Изучая вопрос о влиянии типов землепользования на концентрацию микроэлементов в почвах Южной Африки С.Е. Бteyn с соавт. (2006) установил, что на первом месте по концентрации микроэлементов оказалось поливное

земледелие, а только потом богара и пастбищные угодья. Некоторые микроэлементы (Cu, Ni, Se, Zn и др.) на поливных землях даже превышали предлагаемые пороговые концентрации.

О.А. Капралова (2012) в своих исследованиях проводила сравнительную оценку степени загрязнения ТМ почвенного покрова разных функциональных зон г. Ростов-на-Дону (промзоны, авторазвязки и парковые зоны).

В наших исследованиях содержание подвижного цинка было больше в богарном звене хозяйства, а кадмия и свинца в 1,5 и 1,7 раза больше в почвах РОС. При этом все выявленные различия были достоверны (табл. 32). Таблица 32 - Сезонные изменения содержания подвижных форм тяжелых

металлов в почве рисовой системы и богарных угодий хозяйства, мг/кг (20092010 гг.)

ТМ Градации фактора Среднее по факторам

тип землепользования (фактор А) срок отбора (фактор В) А B А B

Ö N РОС весна 0,38 0,37

осень 0,39

Богара весна 0,42 0,39 0,42

осень 0,40 0,42

НСР05 0,027 0,027 0,039

тз и РОС весна 0,09 0,07

осень 0,11

Богара весна 0,06 0,05 0,04

осень 0,09 0,07

НСР05 0,010 0,010 0,014

РОС весна 2,24 1,93

осень 2,55

Богара весна 1,30 1,60 1,27

осень 1,94 1,34

НСР05 0,199 0,199 0,281

Сезонные различия в концентрациях цинка были не достоверны, а содержание кадмия и свинца значимо возрастало к осени.

Представленные в таблице 33 значения водородного показателя указывают на увеличение щелочности почв богарного звена к осени. Сравнительный анализ типов землепользования по этому показателю выявил уменьшение рН в почвах РОС в среднем по срокам отбора на 1,1 ед., что объясняется условиями выращивания риса путем затопления, способствующего снижению рН почвенной среды.

Таблица 33 - Сезонные изменения рН в почве богарного звена хозяйства

№ опытного участка, звено севооборота 2009 г. 2010 г.

весна осень весна осень

1. Оз.пшеница-кукуруза 7,44 7,53 7,08 7,59

2. Оз.пшеница-кукуруза 7,81 7,94 7,62 7,99

3. Оз.пшеница-кукуруза 7,54 7,76 7,10 7,37

4. Оз.пшеница-кукуруза 7,51 7,90 7,35 7,62

5. Кукуруза-оз.пшеница 7,64 7,86 7,67 7,33

X 7,59 7,80 7,36 7,58

Б- X 0,064 0,073 0,124 0,118

а 0,14 0,16 0,28 0,26

Содержание подвижного марганца на богаре варьировало от 96,7 до 138,4 мг/кг весной и от 81,4 до 154,4 мг/кг осенью, незначительно увеличиваясь к концу вегетационного периода (табл. 34).

Концентрация закисного железа изменялась в течении года по полям севооборота от 11,8 до 60,4 мг/кг, увеличиваясь на 40 % от весны к осени.

Аналогичная динамика была отмечена и по содержанию окисного железа, значение которого к осени увеличилось в 1,7 раз и как следствие, примерно на столько же к осени увеличилась сумма закисного и окисного железа.

Максимальные концентрации по содержанию подвижного железа в оба периода отбора отмечались в почве поля № 1, а минимальные - в почве поля № 3.

Таблица 34 - Сезонные изменения содержания подвижных соединений марганца и железа в почве богарного звена, мг/кг (2009-2010 гг.)

№ опытного участка, звено севооборота МпО БеО Бе2О3 ЕеО+Бе2О3

весна осень весна осень весна осень весна осень

1. Оз.пшеница-кукуруза 96,7 154,4 43,4 60,4 211,3 412,5 233,7 431,9

2. Оз.пшеница-кукуруза 102,6 81,4 11,8 21,6 94,4 83,9 96,8 97,2

3. Оз.пшеница-кукуруза 115,7 104,1 19,7 31,8 58,3 144,4 72,1 161,8

4. Оз.пшеница-кукуруза 138,4 149,8 18,8 30,4 91,1 160,4 100,7 180,9

5. Кукуруза-оз.пшеница 116,0 112,1 32,7 32,4 111,6 144,5 135,1 165,1

X 113,9 120,4 25,3 35,3 113,3 189,1 127,7 207,4

Б- X 7,18 13,92 5,65 6,57 25,96 57,35 28,34 57,93

а 16,1 31,1 12,6 14,7 58,1 128,2 63,4 129,5

В целом содержание подвижных соединений марганца и железа не значительно варьировало весной и осенью, а закисных соединений было меньше, чем окисных, так как на богаре почва не подвергается периодическим затоплениям как на РОС.

По содержанию подвижного марганца не выявлено существенных отличий в почвах обоих типов землепользования.

В почве на богаре нитратов было почти в 4 раз больше, чем в РОС, что свидетельствует о накоплении их в почвах не подверженных периодическим затоплениям (табл. 35).

Не смотря на отсутствие достоверных различий по содержанию аммонийного азота в сравниваемых типах землепользования, выявлена тенденция к увеличению КН4+ в почвах РОС. При этом весной концентрация его была выше чем осенью.

Обеспеченность почв подвижным фосфором была существенно выше на богаре, что с одной стороны объясняется внесением на этих полях органических удобрений (навоза), а с другой - вымыванием фосфатов в почве РОС и переходом их из водорастворимых в другие формы при затоплении.

Этим обстоятельством обусловлено и уменьшение их концентраций от весны к осени.

Содержание закисного, окисного железа и как следствие их суммы было в 8 раз меньше на богаре и достоверно увеличивалось от весны к осени, что подтверждает преобладание восстановительных процессов в почвах РОС. Таблица 35 - Сезонные изменения содержания подвижных соединений азота, фосфора и суммы закисного и окисного железа в почве рисовой системы и

богарных угодий хозяйства, мг/кг (2009-2010 гг.)

Градации фактора Среднее по факторам

тип землепользования (фактор А) срок отбора (фактор В) А В А В

РОС весна 17,6 20,7

осень 14,5

О £ Богара весна 63,8 23,4 26,0

осень 58,1 101,6

НСР05 15,84 15,84 22,40

РОС весна 6,4 9,1

осень 3,6

Богара весна 4,9 7,6 6,2

осень 3,6 3,6

НСР05 2,32 2,32 3,28

РОС весна 0,2 0,3

осень 0,00

О <ч рц Богара весна 14,5 11,7 23,2

осень 2,9 5,7

НСР05 8,70 8,70 12,30

РОС весна 1545,8 1409,0

со О <ч (Ц Рч + о Рч осень 1682,7

Богара весна 167,5 768,3 127,7

осень 945,0 207,4

НСР05 157,08 157,08 222,14

3.5. Сравнительный анализ состояния почвы рисовой оросительной системы и вблизи животноводческого комплекса

Животноводческий комплекс хозяйства расположенный в непосредственной близости к РОС, представлен молочно-товарной фермой с поголовьем в 600 коров, свиноводческой фермой с поголовьем в 240 свиней и расположенным в 50 м от ЖК навозохранилищем.

Считается, что по всем санитарно-бактериологическим показателям почва на всей территории ЖК обычно загрязнена на глубину 15-20 см [131].

В наших исследованиях отбор образцов проводился в пахотном слое почвы на прилегающей к комплексу территории по трансектам в двух направлениях с учетом розы ветров - на северо-восток и юго-запад. Господствующими в этом районе являются ветры северо-восточного и восточного направлений.

Содержание аммонийного азота возле ЖК в среднем по двум направлениям отбора проб варьировало от 5,5 до 10,4 мг/кг (табл. 36).

Таблица 36 - Содержание подвижных соединений азота, фосфора в почве у ЖК, мг/кг (2009-2010 гг.)

Расстояние от ЖК, м Трансекты

направление северо-восток направление юго-запад

N^4+ Ш3- Р2О5 КН4+ Ш3- Р2О5

50 8,3 223,1 7,7 10,4 160,6 13,2

150 5,5 23,4 0,9 7,3 98,7 13,7

300 8,1 36,4 14,9 6,5 66,3 7,3

500 7,7 57,4 1,5 5,7 57,3 5,6

1000 10,3 55,1 4,5 8,1 14,3 10,9

X 8,0 79,1 5,9 7,6 79,4 10,1

Б- X 0,77 36,54 2,55 0,81 24,36 1,60

а 1,7 81,7 5,7 1,8 54,5 3,6

При этом, в северо-восточном направлении в основном наблюдалось увеличение концентрации определяемого иона, тогда как в эго-западном направлении вначале постепенное уменьшение (на расстоянии от 50 до 500 м), а затем увеличение.

По-видимому, такое пространственное варьирование №Н4+ определяется эффектом рассеивания из-за ветра. В США, например, ветер переносит 770 млн. т почвенной пыли, т. е. в 2 раза больше, чем переносит р. Миссисипи. Естественно, что одновременно с почвенными частицами переносятся сорбированные ими удобрения [90]. В нашем случае возможно вместе с почвой могут переноситься частицы экскрементов животных.