10.Источники и миграция радионуклидов в агроэкосистемах. Действие ионизирующего излучения на компоненты агроэкосистем. Особенности хозяйствования в условиях радиоактивного загрязнения территории.

Источники и миграция радионуклидов в агросистемах:

Основными источниками техногенных радионуклидов в агросфере является остаточные количества долгоживущих радионуклидов, поступивших в нее в результате испытаний ядерного оружия, выбросы и сбросы радионуклидов при работе атомных электростанций, крупные радиационные аварии. Рост химизации с. х. ведет к увеличению применения удобрения и мелиорантов с повышенным содержанием радионуклидов.В растения радиоактивные вещества могут поступать через надземные органы и через корни. Также транспортом радионуклидов по с. х. цепочкам являются с. х. животные, при выпасе на пастбищах, подвергшихся радиоактивному загрязнению. Миграция радионуклидов в системе оросительная вода - почва - растение усиливается в условиях орошаемого земледелия. Существует понятие " Горячая с. х. цепочка" - радиологическая ситуация, когда под влиянием ряда факторов миграция радионуклидов по с. х. цеочкам осуществляется с повышенной интенсивностью. Причинами такого ускоренного перемещения радионуклидов могут быть сравнительно высокая их подвижность, своеобразные биогеохимические условия, способствующие ускорению переноса радионуклидов. отдельные геохимические процессы в АПК, ведущие к увеличению накопления радионуклидов в конечных пищевых продуктах.

Действие ионизирующего излучения на компоненты агроэкосистемы.

1) На растения

В большинстве радиологических ситуаций растения в среде их обитания подвергаются одновременно внешнему ( от находящихся вне растений источников излучений) и внутреннему ( радионуклиды, накопленные в тканях растений). На клеточном уровне радиационные изменения у растений выявляются в виде цитогенетических повреждений, изменение фитомассы на единице площади, изменение числа растений и нарушение течения нормальных сукцессионных процессов. Ответные реакции растений на воздействие ионизирующих излучений зависят от дозы облучения.

2) На животных

Источниками внешнего облучения на животных являются радионуклиды, распределенных в различных компонентах окружающей среды. а источниками внутреннего облучения - накопившиеся радионуклиды, поступившие в организм животных с кормом и водой, с воздухом и кожные покровы. Действие внешнего облучения на животных зависит от вида облучения. Так, альфа- и бэтта-излучения не представляют большой опасности при внешнем воздействии, так как оказывают влияние главным образом на поверхностные слои кожи, тогда как гамма- и нейтронное излучения, обладая большей проникающей способностью, обуславливают общее лучевое поражение животных. Одним из основных критериев оценки биологического действия ионизирующих излучений считается гибель животных, в связи с чем применяют понятия летальной и полулетальной доз однократного облучения. Полулетальная доза ЛД 50\30 - это минимальная доза, приводящая к гибели 50 % животных в течение первых 30 дней после облучения, а ЛД 100/30 - летальная доза, вызывающая 100% - ную гибель всех животных за этот же срок.

Важно подчеркнуть. что радиационное поражение с. х. животных наступает при содержании радионуклидов в ОС, значительно превышающем те, при которых пищевые продукты признаются не пригодными из-за превышения в них предельно допустимых концентраций радионуклидов.

Особенности хозяйствования в условиях радиоактивного загрязнения территории.

Основные проблемы, требующие решения при организации агропромышленного производства на территории с повышенным содержанием радионуклидов, - получение с. х. продукции, отвечающей радиологическим стандартам, и минимизация доз облучения специалистов, занятых в АПК. В основу организации агропромышленного производства на загрязненных угодьях положен принцип, согласно которому особенности ведения с. х., а также интенсивность защитных мероприятий, направленных на получение продукции, отвечающим радиологическим стандартам, определяются плотностью радиоактивного загрязнения, исходя из которой территорию разделяют на зоны с определенным содержанием радионуклидов. Разделение на зоны по плотности радиоактивного загрязнения предопределяется неодинаковым накоплением биологически значимых радионуклидов в основных с. х. продуктах (молоко, мясо, продукция растениеводства и др.).

Защитные мероприятия в АПК на загрязненных радиоактивными веществами территориях можно разделить на две группы:

традиционные (обработка почвы) и специальные (внесение минеральных и органических удобрений). В растениеводстве важным способом снижение поступления радионуклидов в с. х. культуры служит подбор видов и сортов растений, характеризующихся минимальным накоплением радионуклидов. В животноводстве особое внимание уделяют рациональному кормлению животных. ( перевод на "чистые корма")

Особенности хозяйствования в условиях радиоактивного загрязнения территории.

Основные проблемы, требующие решения при организации агропромышленного производства на территориях с повышенным содержанием радионуклидов, - получение с\х продукции, отвечающей радиологическим стандартам, и минимизация доз облучения специалистов, занятых в АПК. Радиологические стандарты выражают в виде допустимых концентраций радионуклидов в пищевых продуктах. При установлении этих концентраций исходят из радиобиологических (дозиметрич)показателей- пределов доз облучения человека, которые формируются при потреблении пищевых продуктов, содержащих радионуклиды в этих концентрациях.

При ведении агропромышленного производства на землях, подвергшихся радиоактивному загрязнению, вводится комплекс защитных мероприятий, цель кот- получение продукции, отвечающей радиологическим стандартам, и минимизация доз облучения населения, потреБЛЯющего радионуклид содержащие продукты. Эффективность защитных мероприятий в АПК зависит от вклада внутр облучения, т.е. облучения, обусловленного потреблением загр пищев продуктов, в суммарную дозовую нагрузку(т.е. от соотношения доз внешнего и внутреннего доз облуч насел).Знечение контрмер в с/х, естественно, будет тем выше, чем больше вклад внутр облуч в общ дозу.

Защитные мероприятия в АПК на загр радиоакт в-вами территориях : на 2 группы:традционные и специальные.Цели традиционных мероприятй: увелич плодор почвы, рост урож, улучш кач-ва прод растениеводства и возрастания продуктивности животных, с одной стороны, и снижение концентрации радионуклидов в агропромпродукции-с другой.

В земледелии одна из обычн защ мер на загр террит- обработка почвы. На плодор тяжел по гранулометрическому составу почвах возможна обработка почвы с размещением верхнего радионуклидсодержащего слоя на глубине до 50 см, что в свою очередь снижает поступление радионуклидов в р-я.

В агрохимии важнейшим способом уменьшения концентрации радионуклидов явл внесение минер и орг удобр, а так же известкование кислых почв, в рез-те чего происх изменения режима питания растений(усвоение минер эл-тов и радионуклидов как микропримесей), изменения доступности радионуклидов для растений в рез-те происходящих в почве хим реакций и тп.

В растениеводстве важн спос сниж поступл радионуклидов в с/х культуры служит подбор видов и сортов растений, характеризующихся мин накопл радионуклидов.

В животноводстве осн внимание уделяют рациональному кормлению животных, обеспечивающему получение продукции, отвечающей радиологическим стандартам.

Источники и миграция радионуклидов в экосистемах. Действие ионизирующего излучения на компоненты агроэкосистемы .Особенности хозяйствования в условиях радиоактивного загрязнения территории.

Источники и миграция радионуклидов в экосистемах.

Радионуклиды в экосистемах могут находиться в составе различных химических соединений, включаться в разнообразные компоненты почвы и биоты. Оценка их состояния в экосистемах и почвах пред­полагает количественную характеристику содержания различных химических, физических и физико-химических форм отдельных ра­дионуклидов. Непосредственно после загрязнения соотношение этих форм зависит от состава исходных соединений, в виде которых произошли атмосферные выпадения. В дальнейшем исходные фор­мы будут трансформироваться в результате их взаимодействий с различными соединениями, входящими в состав почв, растений и других компонентов экосистемы.

Исходные формы радионуклидов в со­ставе аэральных выпадений делят на две большие группы: I — мо­бильные, хорошо растворимые и доступные для растений соедине­ния и 2 — устойчивые, слаборастворимые и, соответственно, мало­доступные для растений соединения, обычно представленные твердыми частицами различного состава и происхождения. В ре­зультате взаимодействия со всевозможными компонентами экосис­тем, прежде всего с почвами, исходные формы радионуклидов мо­гут существенно трансформироваться. В частности, радионуклиды из состава мобильных соединений могут переходить в стабильные, практически недоступные для растений формы. Наоборот, исходно устойчивые твердые частицы аэральных выпадений в условиях при­родной среды могут постепенно разрушаться с освобождением ра­дионуклидов и переходом их в мобильное состояние.

Соотношение между формами радионуклидов 1 и 2 существен­но зависит от типа выпадения и источника загрязнения (ядерный взрыв, тепловой взрыв реактора и др.), расстояния от места взрыва или аварии, химической природы радионуклида и других факторов.

Так, для глобальных выпадений 1960-х гг., независимо от гео­графического положения пунктов отбора проб, содержание ⁹⁰Sr в составе нерастворимой фракции составляло в среднем 18%, a^mCs — 49%'. Для чернобыльских выпадений наблюдалась очень сложная, меняющаяся во времени, картина соотношения различ­ных исходных форм радионуклидов. Так, в период с 26 апреля по 4 мая 1986 г. диапазон содержания ⁹⁰Sr в так называемой «трудно­доступной форме» составлял от 81 до 99%, a ^l37Cs — 58—74%².

Соотношение между легко- и труднодоступными формами для чернобыльских выпадений существенно зависело от расстояния до места аварии; с удалением возрастала доля радионуклидов, находя­щихся в легкодоступной форме.

Мобильные растворимые формы радионуклидов благодаря взаимодействиям с многочисленными соединениями, входящими в состав почв, растений, животных, а также продуктов их разложе­ния, образуют множество различных индивидуальных соединений, содержащих радионуклиды. При этом состав этих соединений и со­отношение между ними будут изменяться во времени, поскольку динамична вся система мобильных соединений в составе почв, при­родных вод, растений, микроорганизмов. Дать исчерпывающую ха­рактеристику всей сложной системы природных соединений, свя­зывающих радионуклиды, задача невыполнимая, во всяком случае в настоящее время. Поэтому для характеристики состояния радионуклидов, прежде всего, стараются оценить их содержа­ние в главных компонентах экосистемы: твердой фазе почвы, поч­венном растворе, в составе почвенной биоты, в растениях и живот­ных. Затем определяют так называемый групповой или фракцион­ный состав радионуклидов в отдельных компонентах экосистемы. При этом всю сложную систему индивидуальных соединений с до­статочной долей условности делят на несколько групп или фрак­ций, которые без особых сложностей могут быть выделены с по­мощью известных методов разделения и фракционирования. На­пример, для почв это могут быть водорастворимые, обменные, кислотно-растворимые, фиксированные и другие формы радионук- лидов. Методика такого фракционирования приведена в соответст­вующих руководствах (Павлоцкая, 1974),

Таким образом, на современном уровне возможностей изуче- ния состава природных объектов и соединений, содержащих радио­нуклиды, состояние последних характеризуется соотношением отдельных групп, фракций и химических форм радиоактивных загрязне­ний в различных компонентах экосистемы.

Состояние радионуклидов в экосистемах, как и состав удержи-вающих их индивидуальных соединений (природных носителей). не являются постоянными во времени. Постепенно происходит трансформация одних форм в другие, а также пространственное пе-ремещение радионуклидов. Совокупность всех этих процессов oп-ределяют как поведение радионуклидов.

Таким образом, под поведением радионуклидов в экосистеме понимают их участие в процессах трансформации и массопереноса веществ различной природы. Это процессы сорбции и десорбции, растворения, осаждения и соосаждения, комплексообразования, поступления в биоту и включения в биогеохимические циклы, необратимого выноса из экосистемы в результате эрозии, лесных пожаров и т. п.

Поведение, как и состояние разных радионуклидов, неодина- ково и будет существенно зависеть от общего времени их нахожде- ния б экосистеме. В связи с этим следует различать первичные взаимодействия радионуклидов с компонентами экосистем и вторичные процессы их трансформации и пространственного перераспределения в экосистемах, ландшафтах и биосфере в целом.

Процессы вторичного перераспределения радионуклидов меж- ду природными объектами направлены, как правило, на стабилиза- цию состояния радионуклида в экосистеме, т. е. на установление относительно постоянных соотношений между формами радионук- лидов, на стабилизацию главных потоков, составляющих биогеохи- мический цикл каждого радионуклида, и выравнивание противопо-ложно направленных потоков. Таким образом, общая направлен- ность процессов изменения состояния и поведения радионуклидов может быть охарактеризована как стремление к равновесному со- стоянию. Однако истинное равновесие в экосистеме не может быть достигнуто, поскольку обязательно имеют место отдельные необра­тимые процессы с участием радионуклидов, происходящие на раз­личных уровнях структурной организации экосистемы: необратимое сорбционное закрепление почвой (фиксация); необратимый вынос из экосистемы с урожаем сельскохозяйственных культур или в результате водной эрозии и др. Поэтому применительно к состо­янию и поведению радионуклида при достижении им относитель­на стабильности более подходит понятие квазиравновесное состоя­ние, хотя в литературе иногда используют и другие термины — ста­ционарный режим, климаксное состояние и др.

Первичные взаимодействия и пространственное перераспределение радионуклидов при выпадении на наземные органы растений

Известно, что растения, в особенности мхи и лишайники, обладают хорошо развитой способностью поглощать практически любые рас­творимые вещества непосредственно поверхностями листьев, стеб­лей, черешков листьев, соцветий. Многие природные экосистемы, например верховые болота, мохово-лишайииковые экосистемы тундр основную часть минерального питания получают за счет аэральных поступлений. Способность к листовому поглощению элементов и соединений широко используется в агрономической практике применения некоторых гербицидов и внекорневой под­кормки сельскохозяйственных культур.

В отношении радионуклидов путь первичного поступления за­грязнителя в экосистему изучен недостаточно. Однако есть серьез­ные основания считать, что в некоторых случаях доминирующим механизмом первичного захвата радионуклида наземными экосис­темами является листовое поглощение, во всяком случае, для мо­бильных форм аэральных выпадений.

Перечислим основные факторы, способствую­щие поглощению радионуклидов наземными органами растений.

1. Высокий уровень проективного покрытия почвы раститель­ностью, достигающий в наземных экосистемах тундровой, таежной и степной зон России практически 100%. В некоторых лесных це­нозах наземные органы растений составляют сложную многоярус­ную систему, способную к перехвату практически всех осадков и растворенных в них веществ.

На отдельных стадиях вегетации многих сельскохозяйствен­ных культур, таких как хлебные злаки, травы, проективное покры­тие также может приближаться к 100%.

Исследования показали, что в разных наземных экосистемах листовая поверхность задерживала от 20 до 90% выпавших радио­нуклидов. Этот разброс обусловлен такими факторами, как величи­на листовой поверхности, форма, размер и ориентация листьев в пространстве, характеристика листовой поверхности, скорость вет­ра во время выпадения, соотношения растворимых и и нераствори­мых соединений в составе выпадений. Наиболее высокий уровень удержания радионуклидов отмечен для естественного травостоя с развитой дерниной — от 70 до 90%.

2. Высокая растворимость в воде многих исходных соединений радионуклидов, способствующая их ассимиляции наземными ор­ ганами.

3. Ничтожные концентрации (ультрамикроконцентрации) ра­ дионуклидов в атмосферных осадках и влаге, конденсированной на листовой поверхности. Вещество из таких растворов, как правило, очень быстро и полно сорбируется на большинстве поверхностей, включая и листовую поверхность. Поэтому дождевые осадки, сте- j кающие с листьев, содержат значительно меньше радионуклидов, чем осадки до взаимодействия с растительностью. Однако такая си­ туация складывается только в случае выпадения водорастворимых форм радионуклидов и не распространяется на загрязнения тверды­ ми пылевидными частицами, например топливными.

4. Быстрое проникновение некоторых радионуклидов с поверхности в ткани листьев с последующим перераспределением по оганам растений. Однако скорость и характер перераспределения существенно различаются в зависимости от химической природы радионуклида. Например, для ¹³⁷Cs (щелочной элемент) характерен очень быстрый транспорт по органам, в то время как ⁹⁰Sr (щелочно­ земельный элемент) крайне медленно перераспределяется по рас­тению.

Следует отметить, что ⁹⁰Sr и ^l37Cs являются аналогами важных в биологическом отношении кальция и калия. Поэтому поведение данных радионуклидов в растениях в значительной степени опреде­ляется поведением кальция и калия в конкретных условиях вегета­ции. Кроме того, характер и направленность перераспределения ра­дионуклидов по органам существенно зависят от вида растения, фа­зы его развития, обеспеченности элементами питания и других факторов

Первичные процессы взаимодействия радионуклидов с почвой

В «чистом» виде взаимодействие радионуклидных загрязнений с почвой реализуется при выпадениях на поверхности, свободные от растительности (вспаханное поле до появления всходов, поле чис­того пара, поверхность жнивья, поле после уборки пропашных культур). В условиях естественных экосистем поверхности, свобод­ные от растительности, наблюдаются редко. На территории России это могут быть отдельные участки в зоне сухих степей и полупус­тынь с разреженной растительностью и засоленными почвами, уча­стки с мертвым опадом под хвойными насаждениями в условиях та­ежной зоны, «пятна» полигональных тундр и отдельные участки торфяников в зоне тундры. В условиях степных или луговых эко­систем может происходить первичное взаимодействие радионукли­дов с поверхностью дернового горизонта, если выпадения произош­ли в периоды между вегетациями растений,

С почвой активно взаимодействуют только мобильные формы радионуклидов, способные образовывать истинные растворы в со­ставе атмосферных осадков или в почвенной влаге, а также молеку­лярные формы некоторых радионуклидов (например, ¹³¹1₂), для ко­торых возможно взаимодействие с твердой фазой почвы непосред­ственно из воздуха, минуя жидкую фазу. Однако в большинстве случаев первичные взаимодействия радионуклидов с почвой осу­ществляются через почвенный раствор, т. е. начальным актом взаи­модействия является переход радиоактивных загрязнений в жидкую фазу почвы. Для растворения радионуклидов в составе твердых, на­пример топливных частиц, требуется период порядка 5 и более лет. Сразу же после растворения начинается активное сорбционное по­глощение радионуклидов твердой фазой почвы.

Почва является уникальным природным сорбентом благо­даря исключительно сложному вещественному составу. В почве наблюдают практически все известные виды сорбционных взаи­модействий. Почва в той или иной степени способна к поглощению практически любых веществ.

Сорбция почвой имеет исключительно важное значение для всей дальнейшей судьбы радионуклидов в экосистеме. Благодаря сорбции резко уменьшается возможность перемещения радионук­лида в почве и его поступления в растения, т. е. снижается его под­вижность. Имеет место общая закономерность: --доля переходящего в твердую фазу почвы радионуклида возрастает {соответственно его концентрация в почвенном растворе снижается) и прочность сорбционного закрепления увеличивается при переходе от почв легкого гранулометрического состава (пески, супеси) к почвам тяжелого гранулометрического состава (тяжелые суглинки, глины). Та же закономерность прослеживается при переходе от низко- к высокогумусированным почвам.

Благодаря сорбции имеют место две важнейшие особенности, характеризующие поведение радионуклида в почвах и наземных экосистемах.

1. Относительно низкое поступление радионуклида из почвы в растение. Даже из песчаных почв, обладающих минимальной сорбционной способностью, за один вегетационный период пере­ходит не более нескольких единиц процента радионуклида от его исходного содержания в почве.

2. Незначительная вертикальная абиотическая миграция ра­дионуклида в почвах и крайне низкая вероятность загрязнений грунтовых вод. В естественных почвах ненарушенного сложения благодаря сорбции около 90% поступивших на поверхность радио­нуклидов удерживается слоем почвы толщиной 5—10 см в течение десятков лет.

Естественно, что вынос из почвы различных радионуклидов отдельными видами растений существенно различается, как разли­чаются и особенности абиотической миграции радионуклидов в почвах разного типа.

Взаимодействия и поведение радионуклидов при их поступлении на снежный покров и поверхности открытых водоемов

В случае выпадения радионуклидов на снежный покров или в составе зимних осадков их дальнейшее поведение зависит от характера снеготаяния и миграции образующейся при этом влаги.

В основном реализуются три направления первич­ного взаимодействия и' перераспределения ра­дионуклидов в составе талых вод.

1. Вынос с водами поверхностного стока в речной сток с после­дующим частичным осаждением в донных отложениях. Обычно с талым стоком выносится много других природных компонентов: почвенный материал при развитии эрозионных процессов, органи­ческие и органоминеральные соединения из состава лесных подстилок и др. Эти вещества могут активно поглощать многие радио­нуклиды и служить их природными носителями. Попадая в водоем, твердые частицы из состава вод поверхностного стока могут перехо­дить в донные отложения, особенно на участках рек с медленным течением. В состав донных отложений радионуклиды могут перено­ситься и вместе с отмирающим загрязненным планктоном.

2. Часть радионуклидов из состава талых вод может поглощать­ся непосредственно живыми растениями. Хотя в период снеготая­ния основная часть растительности неспособна к листовому погло­щению, отдельные представители растительного мира не утрачива­ют этой способности даже при низких температурах. Прежде всего это различные виды «вечнозеленых» мхов и лишайников, включая лишайники на скальных выходах, стволах и ветвях живых и отмер­ших деревьев. В какой-то мере вещества из тающего снега могут по­глощаться живой хвоей древесных пород. Таким образом, наиболь­шие масштабы поглощения радионуклидов из талых вод можно ожидать в условиях болотных или равнинных тундровых экосистем

с развитым мохово-лишайниковым покровом и ослабленным по­верхностным стоком.

3. Если загрязненный радионуклидами снежный покров рас­положен на пахотных землях или на природных угодьях с ослаблен­ным поверхностным стоком и слабовыраженными в период снего­таяния биологическими барьерными функциями по отношению к загрязнениям, то часть радионуклидов из состава талых вод будет взаимодействовать с почвенным материалом, находящимся на по­верхности. Эти взаимодействия в принципе ничем не отличаются от первичных взаимодействий с почвой, рассмотренных выше.

При поступлении радионуклидов на поверхности от­ крытых водоемов, как пресноводных, так и морских, будет происходить растворение их подвижных форм в воде, сорбционное взаимодействие со взвешенными в воде частицами, поглощение части радионуклидов планктоном и включение в трофические цепи водоемов (планктон > мелкие морские и пресноводные живот­ ные > рыбы > морские и пресноводные млекопитающие,

птицы). Однако водные трофические цепи обладают меньшей спо­собностью к продолжительному удерживанию в своем составе ра­дионуклидов и токсикантов (из-за слабовыраженной цикличности переходов), поэтому в конечном итоге радионуклиды относительно быстро переходят в состав донных отложений. Благодаря этому очищение «жидкой фазы» водных экосистем происходит на поря­док, а то и два быстрее, чем наземных экосистем. Заметная естест­венная очистка донных отложений может происходить только в ре­ках и будет целиком зависеть от их режима (скорость течения, па­водки и т. п.). В реках с регулируемым водным режимом, наличием плотин и водохранилищ самоочищение донных отложений сущест­венно ослаблено.

Вторичное перераспределение радионуклидов и особенности их поведения в основных типах наземных экосистем. Общие представления

После выпадения радионуклидов на местность и первичных взаи­модействий происходит их распределение между основными ком­понентами наземных экосистем: почвой и биотой, преимуществен- но — растениями. Сформировавшееся первичное распределение не является стабильным. Радионуклиды, подобно всем элементам, входящим в состав биосферы, включаются в биогеохимические циклы (БГХЦ)частично мигрируют за пределы экосистемы. В процессе миграции и взаимодействий в рамках биогеохимических циклов происходит перераспределение радионуклидов по различным ком­понентам экосистемы и формирование основных пулов, содержа­щих радиоактивные элементы. Через какое-то время, обычно рав­ное нескольким годам, состояние радионуклида в экосистеме и со­отношение между пулами и основными потоками относительно стабилизируются.

. Радионуклиды в лесных экосистемах

Основными первичными поглотителями радионуклидов аэральных выпадений в лесных экосистемах являются листья и хвоя древесных пород, лесного подроста, растений кустарникового яруса и напоч­венного покрова, а также лесная подстилка. В периоды между ак­тивной вегетацией растений основная роль в первичном закрепле­нии радионуклидов принадлежит лесной подстилке. Однако и в случае первичного захвата загрязнений листовой поверхностью спустя непродолжительное время часть поглощенных радиоактив­ных веществ также переходит в состав лесной подстилки за счет смыва части загрязнений с листовой поверхности или в результате ежегодного опадания листьев и хвои, а также отмирания наземных частей лесных трав. Только мхи и лишайники могут удерживать в своем составе радионуклиды неопределенно продолжительное время. Таким образом, независимо от времени года, в которое произошло выпадение, основная часть загрязнений оказывается в составе лесной подстилки, причем ее поверхностного слоя, пред­ставленного свежим опадом.

Особенно высоким накоплением радионуклидов отличаются грибы, как, впрочем, и другие организмы, использующие органиче­ское вещество лесной подстилки, опада и корневых выделений в качестве основного источника углеродного питания (почвенная ме-зофауна, микоризные грибы, микроорганизмы).

Радионуклиды в травянистых экосистемах

Данный вид экосистем широко распространен в различных почвен-но-климатических зонах. В таежно-лесной зоне он представлен раз­ными видами лугов на дерновых и аллювиальных почвах, в лесо­степной и степной зонах травянистые экосистемы занимают основ­ную часть естественных угодий на черноземах.

Первичное взаимодействие радионуклидов, поступающих на поверхность данных экосистем, происходит преимущественно с на­земными органами живых растений, если выпадения произошли в период активной вегетации, или с мертвым органическим материа­лом поверхностных органогенных горизонтов (дернина, степной войлок и др.), если вегетация в период выпадений ослаблена или от­сутствует. В любом случае после отмирания наземных органов ос­новная часть радионуклидов оказывается поглощенной поверхност­ным органогенным горизонтом почвы. Сорбционная способность отмерших органических остатков по отношению к радионуклидам гораздо ниже, чем минеральной части почвы, поэтому радионукли­ды уже в первые годы после выпадения вымываются в нижнюю часть органогенных горизонтов, где они локализуются в зоне, пере­ходной к минеральной части почвы. Толщина данного слоя, погло­щающего основную часть радионуклидов, очень невелика и состав­ляет обычно 1—3 см. Особенность состояния радионуклида в этом слое почвы заключается в том, что значительная его часть связана с органическими и органоминеральными соединениями. В данной форме радионуклиды достаточно хорошо доступны растениям. Кро-ме того, в начальные периоды вегетации растений, когда поверхно­стные горизонты почвы хорошо прогреты после зимы и еще не утра­тили запасов влаги, наиболее активное поглощение всех минераль­ных элементов происходит именно из поверхностных горизонтов почвы.

Перечисленные особенности локализации радионуклидов в почвах травянистых экосистем и особенности корневого питания травянистых растений приводят к тому, что растения естественных лугов оказываются приблизительно на порядок более загрязненны­ми по сравнению с сеяными травами агроэкосистем и с другими сельскохозяйственными культурами. При этом для естественных лугов отмечается характерная динамика накопления радионуклидов в составе растений: максимум поступления отмечается в первые не­дели вегетации, затем, по мере накопления биомассы и смеще­ния корневого поглощения в нижележащие горизонты почвы, а также частичного вымывания радионуклидов из вегетирующих растений, происходит снижение их содержания на единицу биомас­сы растений.

Радионуклиды в болотных экосистемах

Интерес к исследованию поведения радионуклидов в болотных экосистемах обусловлен несколькими причинами.

1. Низинные болота нередко служат источником заготовки сена для домашних животных, а также являются потенциальны­ ми угодьями для распашки и выращивания сельскохозяйственных культур. В отдельных регионах эти типы болот — важные кормовые угодья диких животных (кабаны, лоси и др.).

2. В таежно-лесной зоне болота участвуют в формировании гидрологического режима территории, пополняя запасы грунто­ вых вод и открытых водоемов, служащих источниками водоснаб­ жения.

3. Болота используются населением для сбора ягод и грибов.

4. Торфяные залежи применяются для производства органиче­ ских удобрений и субстратов, используемых в овощеводстве на за­ щищенном грунте.

Болотные экосистемы отличаются особенностями гидрологи­ческого режима, существенно различающегося в верховых и низин­ных болотах; своеобразием растительного покрова, в составе ко­торого значительную, а иногда и доминантную роль играют раз­личные виды мхов; формированием мощного органогенного слоя

торфа различного ботанического состава и качества в зависимости от типа болотной экосистемы. Поведение радионуклидов в низин­ных и верховых болотах сильно различается.

В низинных болотах, растительность которых пред­ставлена несколькими видами осок, злаков, мхов и одновременно древесными породами (ольха, береза, сосна, вяз, различные виды ивы), первичное поглощение радионуклидов происходит живыми наземными органами растений, а также мертвыми растительными остатками на поверхности болота. Дальнейшее поведение радио­нуклидов имеет особенности, характерные одновременно для лес­ных и травянистых экосистем. Значительная их часть после оконча­ния вегетации переходит в состав мертвых растительных остатков, поступающих на поверхность болота с древесным опадом и отмер- шей травянистой растительностью. Эта часть радионуклидов относительно легко вымывается из свежего растительного опада и мигрирует в торфяной горизонт, который, хотя и обладает определен­ной сорбционной способностью по отношению к радионуклидам,что значительно уступает сорбционной способности минеральных почв.

Медленная нисходящая миграция радионуклидов и их посте­пенное сорбционное закрепление в торфяной залежи приводит к поэтапному снижению уровня загрязнения болотного сена и съе­добных ягод, которое, по оценкам разных авторов, не превышает в год единиц процента от начального уровня загрязнения.

В верховых болотах поведение радионуклидов иное, Отличия связаны с особенностями водного и пищевого режимов верховых болот, доминированием сфагновых мхов в составе расти­тельного покрова, острым дефицитом практически всех элементов минерального питания и в связи с этим удержанием в составе био­массы основных радионуклидов, являющихся химическими анало­гами дефицитных элементов питания. При этом сфагновые мхи слабее удерживают ^l37Cs по сравнению с зелеными мхами; ^9(|8гболее прочно удерживается всеми видами мхов.

Радионуклиды в сельскохозяйственных экосистемах

Сельскохозяйственное производство оказывает существенное воз­действие на поведение радионуклидных загрязнений в экосистемах, ландшафтах, а также в биосфере в целом. Направленность этого воздействия может сильно различаться. Производство и использо­вание сельскохозяйственной продукции с загрязненных террито­рий, с одной стороны, ускоряет очистку сельскохозяйственных зе­мель от загрязнений, с другой — усиливает рассеяние радионукли­дов с продуктами питания, органическими удобрениями и некон­тролируемыми отходами, увеличивает степень риска заболеваний людей и домашних животных.

Различные производственные факторы влияют, прежде всего, на состояние и подвижность радионуклидов, при этом одни и те же технологические приемы могут одновременно влиять на механизмы как снижающие, так и увеличивающие подвижность радионукли­дов в экосистеме.

Действие ионизирующего излучения на компоненты агроэкосистемы.

Достижения ядерной физики открыли широкие возможности для использования ионизирующих излучений в народном хозяйстве, и в частности — в АПК. Области применения ядерно-физических технологий в сельском хозяйстве разнообразны. На рисунке 9.1. показаны четыре основных направления использования излучений высоких энергий в АПК. Среди них — очень важные направления, связанные с биологическим действием радиации, автоматизацией производственных процессов и с измерительной техникой.

Воздействие ионизирующих излучений на живые организмы, Сельскохозяйственная радиобиология

Задачи сельскохозяйственной радиобиологии заключаются в изуче­нии и практическом применении действия ионизирующих излуче­ний на живые организмы, в том числе на культурные растения, сельскохозяйственных животных, возбудителей болезней и вреди­телей сельскохозяйственных культур.

Радиобиологические эффекты формируются под влиянием многих факторов, в том числе — регулирующих механизмов, прису­щих облученному организму. Под воздействием ионизирующих из­лучений изменяются различные структуры и метаболитические ре­акции организма, принимающие участие в регуляции жизненных процессов.

В главе 2 была показана различная реакция живых организмов на большие и малые дозы ионизирующих излучений. Если при об­лучении большими дозами наблюдается угнетающее и поражающее действие ионизирующих излучений, то в области малых доз облуче­ние воздействует на организм как стимулирующий фактор, способ­ствующий улучшению его жизнедеятельности.

Биологическое действие радиации хорошо согласуется с из­вестным в физиологии законом Арндта—Шульце: слабые раздражи­тели возбуждают жизнедеятельность, раздражители средней силы подавляют ее, более сильные — совсем приостанавливают.

В зависимости от желаемого эффекта в сельскохозяйственной практике используются различные виды и дозы излучений. Постав­ленные цели достигаются за счет инициирования взаимно противо­положных эффектов — радиационного стимулирова­ния, направленного на увеличение выхода сельскохозяйственной продукции (повышение урожайности, привеса сельскохозяйствен­ных животных и пр.), и радиационного ингибирова-н и я, направленного на подавление роста и развития (предотвра­щение прорастания клубней картофеля, корнеплодов, лука при хра­нении, увеличение срока хранения ягод и плодов, пастеризация и пр.) вплоть до летального эффекта (уничтожение возбудителей болезней и вредителей, радиационная дезинсекция, радиационная стерилизация). На рисунке 9.2 приведены градации используемых в сельском хозяйстве доз ионизирующих излучений в зависимости от области применения.

.Радионуклидное загрязнение сельскохозяйственных регионов России. О целесообразности хозяйственной деятельности на загрязненных территориях

В настоящее время практически вся территория суши в той или иной степени загрязнена искусственными радионуклидами. Но в большинстве случаев уровни загрязнения существенно ниже фоно­вого содержания естественных радионуклидов и не достигают опас­ных пределов. По разным причинам для радионуклидов до сих пор не установлены допустимые уровни их содержания в ландшафтах и почвах разного типа и использования. Однако существуют реко­мендации по так называемому «зональному делению земель» в за­висимости от уровня загрязнения двумя основными долгоживущи-ми осколочными нуклидами — ⁹⁰Sr и ^l37Cs, но вне зависимости от типа почвы (табл. 7.1).

Таблица 7.1. Зональное деление земель по уровню загрязнения радионуклида м и

Плотность поверхностного загрязнения, Ки/км2		Уровень загрязнения	Зона проживания
1"Cs	9°Sr
1-5	0,15-1	Низкий	Проживание с льгот­ным социально-эко­номическим статусом
5-15	1-3	Средний	Проживание с правом отселения
15-40	>3	Высокий	Отселение с право-, получения компенса­ции и льгот
>40	—	Очень высокий	Зона отчуждения

Согласно этому делению, на территории с уровнем загрязне­ния ⁹⁰Sr менее 0,15 Ки/км², a ¹³⁷Cs — менее 1 Ки/км² допускается ведение сельскохозяйственного производства без каких-либо огра­ничении. Соответственно такие территории условно можно отнести к незагрязненным.

Ниже будут рассмотрены вопросы, связанные с особенностями ведения сельскохозяйственного производства на территориях с уровнями загрязнения по ⁹⁰Sr > 0,15 и ¹³⁷Cs > 1 Ки/км².

Каковы же общие размеры и распределение загрязненных пло­щадей на территории России? В настоящее время наиболее полная информация о загрязнениях, возникших в результате чернобыль­ской катастрофы, имеется по ¹³⁷Cs. В большинстве случаев ареал распространения ⁹⁰Sr значительно меньше, чем ¹³⁷Cs. Таким обра­зом, территории, загрязненные ¹³⁷Cs, включают и площади, загряз­ненные ⁹⁰Sr.

Согласно данным, представленным в таблице 7.2, общая пло­щадь загрязненных земель на Европейской территории России (ЕТР) составляет около 6 млн га, из которых более половины при­ходится на сельскохозяйственные угодья (включая сенокосы и па­стбища).

На территории ЕТР, загрязненной в результате чернобыльской аварии, спустя 10 лет после нее проживало около 2,5 млн сельских жителей. Наиболее загрязненные области в России — Брянская, Тульская, Калужская и Орловская.

Помимо чернобыльских загрязнений на территории России следует отметить последствия нескольких аварий на Южном Урале, наибольшая из которых произошла в 1957 г. на ПО «Маяк» (глава 4). Общая площадь следа составила 23 000 км² (2,3 млн га)¹. Основной радионуклид-загрязнитель — ⁹⁰Sr. Общая площадь загрязненных зе­мель с уровнем выше 0,15 Ки/км² — около 1 млн га, приблизитель­но 60% загрязненной территории — сельскохозяйственные угодья. Загрязнение коснулось отдельных районов Челябинской, Екате­ринбургской и Тюменской областей с населением около четверти миллиона человек.

Наконец, в разряд загрязненных сельскохозяйственных угодий необходимо включить оленьи пастбища северных территорий Евро­пейской и Азиатской частей России. Значительная часть этих тер-

Т а б л и ц о 7.2. Радиоактивное загрязнение территории России ¹³⁷Cs более 1 Ки/км² (по данным

Роскомгидромета, 1994; ГловЧерчобыль МСХП РФ, 1996)

Области и регионы	Общая площадь загрязнений, тыс. га	Площадь с/хоз. угодий, тыс. га	Общая площадь с уровнем загрязнения, Ки/км2
			1-5	5-15	15-40	>40
Белгородская	162	111	162	-	-	-
Брянская	1182	701	675	263	213	31
Воронежская	764	334	764	-	-	-
Калужская	494	146	350	142	2	-
Курская	122	118	122	-	-	-
Ленинград­ская	85	29	85	—	—	-
Липепкая	162	134	162	-	-	-
Мордовская	190	91	190	-	-	-
Орловская	1016	419	884	132	-	-
Пензенская	134	48	134	-	-	-
Рязанская	532	388	532	-	-	-
Смоленская	25	8,2	25	-	-	-
Тамбовская	57	51	57	-	-	-
Тульская	1159	779	1032	127	-	-
Ульяновская	ПО	16	ПО	-	-	-
ИТОГО	6194	3373	5284	664	215	31

ритории загрязнена ниже «критических» уровней, принятых для земледельческих регионов России. Однако специфические условия биогеохимических циклов и трофических цепочек в северных ре­гионах приводят к значительному накоплению радионуклидов в мясе северных оленей. Особенность состоит в практически пол-ном поглощении радионуклидов лишайниковым покровом тундргот. По­скольку лишайники служат основной пищей северных оленей, то складывается очень короткая трофическая цепочка: ягель —I —> олень —> человек с очень высокой долей перехода радионукли­да в каждом звене цепочки. Проблема загрязненных оленьих пастбищ угрожает здоровью населения северных регионов, для которого оленье мясо составляет значительную долю в рационе питания.

Таким образом, в настоящее время площадь сельскохозяйст­венных угодий (без оленьих пастбищ), загрязненных радионуклида­ми, составляет около 4 млн га; это приблизительно 2% от общей площади сельскохозяйственных угодий России. На данной терри­тории проживает около 2,5—3 млн сельских жителей, на плечи ко­торых легла основная тяжесть последствий радионуклидных загряз­нений.

Основная проблема ликвидации последствий загрязнений свя­зана с решением вопроса о максимально возможном снижении уровня воздействия радиации на население, оказавшееся на загряз­ненной территории и ведущее различного рода хозяйственную де­ятельность. Особое внимание в данной главе мы уделим той части населения, которая трудится в сфере сельскохозяйственного произ­водства.

Вопрос о целесообразности ведения агропроизводства на за­грязненных территориях особенно остро дискутировался в первые годы после чернобыльской катастрофы, однако проблема остается актуальной и по сей день. Ее решению мешает нередкое преоблада­ние конъюнктурных и политических мотивов при оценке аварии на ЧАЭС, попытки занизить масштаб катастрофы и ее последствия. Однако решающее значение в принятии решения по вопросу о масштабах, направленности и целесообразности ведения хозяйст­венной деятельности на загрязненных территориях должны иметь экологические, экономические и нравственные соображения.

С этих позиций более уместной представляется постановка вопроса о допустимости (а не целесообразности) хозяйст­венной деятельности в строго регламентированных рамках в зави­симости от конкретных экономических и природных условий хо­зяйствования при отсутствии альтернативных ва­риантов. Получение и использование продуктов питания, про­изведенных на загрязненных территориях, может быть оправдано только в случае вынужденной необходимости такого рода действий, например отсутствия незагрязненных территорий.

Для условий России очень сложно дать корректные экологиче­ское и экономическое обоснования ведения современного интен­сивного сельскохозяйственного производства в условиях радионук­лидных загрязнений.

Большинство как традиционных, так и самых современных агротехнологий неизбежно способствуют рассеянию радионуклидов,

их распространению на «чистые» территории в результате развития эрозионно-дефляционных процессов, с продукцией и отходами сельскохозяйственного производства. Следствием этого является возрастание уровня коллективного риска, которому подвержено на­селение, в том числе и незагрязненных территорий.

С экономических позиций особенно уязвима концепция веде­ния сельскохозяйственного производства на загрязненных террито­риях в условиях России, поскольку существует огромный резерв экстенсивно используемых площадей с незагрязненными и высоко­плодородными почвами, тогда как площади сельскохозяйственных угодий, загрязненных радионуклидами, составляют порядка 2% от общей площади сельхозугодий страны.

Очевидно, что себестоимость сельскохозяйственной продук­ции, произведенной на загрязненных землях, если она и будет отве­чать действующим санитарным нормам, существенно выше себес­тоимости продукции с «чистых» территорий. Дополнительные за­траты связаны с введением и использованием специальных техно­логий, с необходимостью осуществления системного радиационно­го мониторинга качества продукции, среды обитания и средств про­изводства, включая почву и др.

Естественно, что степень экологического риска и уровень до­полнительных затрат с ростом загрязненности будут возрастать, по­этому все конкретные рекомендации по ведению хозяйственной де­ятельности требуют учета конкретной радиоэкологической обста­новки наряду с хозяйственными и природными условиями.

Таким образом, ведение сельскохозяйственной деятельности на загрязненных территориях связано с дополнительным вложени­ем средств и сопровождается риском получения продукции, качест­во которой не всегда отвечает действующим санитарным нормам, а также опасностью дополнительного вторичного рассеяния за­грязнений. Представляется, что интенсивная хозяйственная де­ятельность на загрязненной территории может быть оправдана только в случае крайней необходимости и отсутствия реальной аль­тернативы, например при невозможности получения достаточного количества продуктов питания на «чистых» землях.

Наконец, нельзя не учитывать и того обстоятельства, что боль­шая часть людей, вынужденных жить и работать в условиях-радио-нуклидного загрязнения, испытывает огромный моральный стресс в связи с потенциальной угрозой здоровью. Причем этот стресс мо­жет оказывать большее негативное воздействие на человека, чем собственно радиация.

Однако реалии таковы, что около 3 млн жителей нашей страны вынуждены жить и работать в условиях радиационной опасности. В связи с этим остаются актуальными вопросы рациональной хо­зяйственной деятельности в условиях радионуклидных загрязне­ний. Население и тем более специалисты сельскохозяйственного профиля должны уметь находить научно обоснованные решения и выполнять необходимые требования, направленные на снижение уровня риска радиационной опасности.

Общие условия и требования при ведении сельскохозяйственного производства

на территориях, загрязненных радионуклидами

К числу обязательных общих условий ведения агропроизводства на загрязненных землях сле­дует отнести:

1. всемерное уменьшение роста факторов риска, связанных с состоянием здоровья населения в связи с профессиональной де­ ятельностью;

2. сдерживание действия факторов, направленных на ухудше­ ние качества окружающей среды;

3. получение продукции, отвечающей санитарным нормам;

4. экономическое обоснование целесообразности и направле­ ния производственной деятельности в конкретных экологических, природных и хозяйственных условиях.

14.Фитотоксичность почвы, как следствие применения факторов интенсификации в сельскохозяйственном производстве. Особенности экологических приемов детоксикации почв. Экологические аспекты применения осадков сточных вод.

Фитотоксичность. почвы. Трудности обоснованной оценки почвенно-экологического состояния территории - одна из причин различного уровня Фитотоксичность почв, установленного различными исследованиями. Реальную угрозу для экосистем представляет не валовое содержание токсикантов, а содержание их подвижных форм, поэтому в последнее годы медики-гигиенисты проводят нормирование ( -процесс заключается в сравнение измененных составляющих каких-либо объектов с фоновым и предание определенной оценки этому состоянию) не только по общему содержанию загрязняющих веществ, но и по концентрации их подвижных форм. Степень прочности связи токсиканта, т.е. его подвижность, зависит от почвенно-экологических факторов, которые необходимы, учитывать при нормировании. Решая задачи нормирования, в первую очередь следует учитывать гумусовое состояния почв. Поскольку почвы разного генетического типа заметно различаются по сорбционной способности (чернозем вещелочный среднесуглинистый - при каждой дозе свинца,мг/кг (0,200,300,400,500) внесенная при закладке его уровень в почве увеличивается, в листьях и в соломе происходит тоже самое). Миграционная способность токсикантов. В частности ТМ, в значительной степени зависит от кислотности почв (чей почва кислее, тем содержание микроэлементов больше). Гранулометрический и минеральный составы почвы, формируются емкостью катионного обмена, также влияют на миграционную способность ТМ. В почвах тяжелого гранулометрического состава подвижность токсикантов снижается.

Детоксикация – это совокупность методов очистки почвы от загрязнителей (превращение загрязняющего вещ. В нетоксичные для живых организмов соединения)

Приемы:

• Механические: удаление поврежденного слоя почвы. Пример: на территории ЛОД в связи с обнаружением радиоактивных веществ был удален слой почвы до 2 м в глубину

• Химический: обработка почвы и перевод токсикантов (напр. тяжелых металлов) в подвижные формы (с помощью FeCe₃), что способствует их вымыванию из корнеобитаемого слоя

• Связывание токсикантов в прочные комплексные соединения (напр. тяжелые металлы) за счет применения органического вещества. Содержащиеся там гуминовые кислоты обладают большой связывающей способностью (способны связать до 1050 кг\га Pb

• Известкование: изменение кислотности влияет на растворимость токсикантов, а также Ca проявляет антогонистические способности по отношению к токсикантам (Cd)

• Применение циолитов: клинотиалит – 90% связывания Pb в почве.

• Фиторемедиация – восстановление почв с помощью растительных компонентов. Извлечению из почв тяжелых металлов способствует гречиха сахалинская, горчица белая, ежа сборная - за 2-3 укоса очистка почвы. Необходимо скашивание по мере нарастания биомассы, тем самым регулировать накопление вещества в растении.

Жид­кие стоки отстаивают, при этом оседают твердые частицы. Кроме того, применяют пес­чаные и песчано-гравийные фильтры, задерживающие бо­лее легкие взвешенные части­цы, не осевшие в отстойниках. В некоторых случаях применя­ют и центрифугирование, при котором загрязняющие веще­ства осаждаются в гигантских сепараторах. Механически от­деляют нефтепродукты: они всплывают на поверхность в отстойниках.

Загрязняющие вещества после их извлечения из сточных вод (очистные шламы) поступают на повторную переработку или временное захоронение.

С ростом численности населения возрастают масштабы производственной деятельности, поэтому проблема оптимизации взаимодействия человека и природы является актуальной и решение ее имеет большое значение в улучшении окружающей среды. Интенсификация земледелия и недостаточное внесение в почву органического вещества приводят к излишней минерализации гумуса – основного носителя плодородия. Установлено, что почвы под зерновыми культурами ежегодно теряют 0,5-1,5 т/га гумуса, под пропашными потери в 1,5-3 раза выше. В 1985 г. в Российской Федерации внесено 457 млн.т органических удобрений включая ОСВ, в 1990 г. – 575 млн.т, а к 1995 г. эта цифра должна была увеличиться до 697 млн.т.

Согласно расчетам научных утверждений, даже такой рост внесения органики не в состоянии обеспечить бездефицитный баланс гумуса в почвах. Отсюда возникает острая необходимость максимального увеличения производства всех видов органических удобрений, в том числе нетрадиционных. Ежегодно в нашей стране только в животноводстве накапливается около 1,0 куб.км сточных вод. В них содержится 450тыс.т азота, 100 тыс.т фосфора, 700 тыс.т калия. Используя лишь животноводческие сточные воды для улучшения возделывания сельскохозяйственных культур, можно получить в пересчете на зерно дополнительный урожай свыше 7 млн.т зерна. Наряду с применением в качестве удобрений навоза, навозной жижи, птичьего помета, компостов, соломы, опилков, лесного опада, зеленых растений, сапропеля, большой интерес представляет использование в качестве местного удобрения канализационного ила – осадка сточных вод (ОСВ) городских очистных сооружений (ГОС). По ориентировочной оценке общее количество ОСВ на станциях России в 1995 году составило свыше 10 млн.т по сухому веществу. Существует ряд способов утилизации ОСВ: сбрасывание в моря и океаны, сжигание, захоронение в почвенной среде, обезвреживание и использование в качестве органических удобрений, как добавка при приготовлении различных компостов и т.д.

Из существующих методов утилизации осадков наиболее надежным и экологически выгодным является метод почвенного удаления. Выявлено, что 10 млн.т осадков сточных вод по содержанию сухого вещества, основных элементов питания и удобрительной ценности равноценны примерно 50 млн.т навоза. Использование части ОСВ на удобрения позволит сохранить значительное количество минеральных туков, уменьшит дефицит гумуса. Из литературных данных следует, что в большинстве случаев по удобрительной ценности ОСВ не уступают подстилочному навозу. Основные технические и технологические проблемы использования остаточных илов прямо связаны с сельским хозяйством. Правильное применение ОСВ позволит повысить плодородие почв и урожайность сельскохозяйственных культур, обеспечит охрану окружающей среды. Осадки сточных вод индивидуальны по своему химическому составу. На настоящий момент они новые и пока малоизученные удобрения, что нередко создает весьма подозрительное к ним отношение.

В целях уменьшения загрязнения почв при использовании в качестве удобрений осадка городских сточных вод, последний следует применять в строго контролируемых условиях, ибо почвы по- разному реагируют на его внесение. Критериями пригодности почв для внесения в них осадка городских сточных вод является топография и уклон местности, текстура, водонепроницаемость и дренаж почв, поверхностный сток и эрозионные процессы, затопляемость территории, величина влагоемкости почв, глубина залегания грунтовых вод, рН почвы, емкость катионного обмена почвы, содержание в ней тяжелых металлов и возможность защиты источников водоснабжения населения. Применение ОСВ рекомендовано на однородных выровненных участках при уклоне до 5%. Возможно применение его и при уклоне до 15%, но при условии предотвращения поверхностного стока. Исключается использование осадка на почвах и глинистых уплотненных почвах с очень низкой или чрезмерно большой водонепроницаемостью, а также на оголенных и плохо дренированных почвах, где возможно периодическое избыточное увлажнение верхнего 50-см слоя, поскольку рН почвы оказывает существенное влияние на степень подвижности в ней тяжелых металлов, увеличивая или уменьшая их абсорбцию растениями. На кислых почвах с рН менее 5,5 вообще не следует применять осадок сточных вод. Почвы с рН 5,5-6,5 должны предварительно известковаться до величины рН, превышающей 6,5. Однако основным фактором, сдерживающим применение ОСВ в растениеводстве, является наличие в них солей тяжелых металлов, влияние которых на почву, растения и безвредность продуктов мало изучено.