Начало формы УДК 631.84+614.31:63+502.56 МАМИЛОВ Ш.З.1
advertisement
УДК 631.84+614.31:63+502.56 МАМИЛОВ Ш.З.1), МАМИЛОВ А.Ш. 2) НИТРАТНОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ КАК ЭКОЛОГИЧЕСКАЯ ПРОБЛЕМА (1) Институт почвоведения МCX РК, 2) Институт Микробиологии и вирусологии МОН РК) Нитратное загрязнение является серьезной экологической проблемой, связанной с сельским хозяйством и имеет глобальный масштаб. Рассмотрен мировой опыт в преодолении последствий нитратного загрязнения и разработке подходящей практики землепользования. В Казахстане изучению проблемы уделяется совершенно недостаточное внимание. Учитывая ограниченность водных ресурсов Республики очевидна необходимость системы мониторинга этого вида загрязнения. Нитратное загрязнение - одна из экологических проблем современности - является следствием возросшей нагрузки на почву и разбалансированности почвенных процессов. В природной среде образование нитратов осуществляется узкоспециализированной группой почвенных микроорганизмов. Процесс двухступенчатый. Бактерии рода Nitrosomonas окисляют ион аммония в NO2-, а бактерии рода Nitrobacter далее окисляют NO2- в NO3-. В зрелых, сформировавшихся, ненарушенных экосистемах процессы образования нитратов бактериями и потребление его растениями сбалансированы, и нитрат-ион не накапливается в больших количествах. Многочисленные данные, имеющиеся в научной литературе, свидетельствуют о том, что всякое вторжение в естественные, климаксные почвы, будь то распашка целинных степей, прерий или раскорчевка лесов приводит к значительной активизации нитрификационного процесса. Отмечается 18-кратное увеличение численности Nitrosomonas и 34-кратное увели-чение численности Nitrobacter после раскорчевки леса в Коннектикуте [1]. Потери нитратов в тех же самых экосистемах увеличивались в 100 раз после раскорчевки и очистки растительности [2]. Беспрецедентное по масштабам вторжение в естественные климаксные почвы имело место в Казахстане в период освоения целинных земель, когда в течение короткого времени было распахано около 20 млн.га. черноземов и каштановых почв. Исследования, проводившиеся сотрудниками ВНИИЗХ, выявили высокую скорость нитрификации и нисходящей миграции нитратов [3, 4, 5, 6, 7, 8]. Высокая нитрификационная активность черноземов и темно-каштановых почв Северного Казахстана отмечается многими исследователями [4, 9, 10, 11]. Сравнение большого количества образцов, отбиравшихся нами из почвенных разрезов, заложенных на участке заповедной целины и пахотных почв, показало, что в отличие от целины в обрабатываемых почвах нитраты обнаруживаются во всем почвенном профиле, образуя своеобразные “карманы”, в которых содержание нитратов зачастую намного превышает их количество в пахотном, корнеобитаемом слое. Обладая высокой растворимостью в воде, нитраты легко теряются из почвы поверхност-ным и внутрипочвенным стоком. Помимо того, что потеря нитратов само по себе предста-вляет отрицательное явление как потеря ценнейшего питательного элемента, большую опас-ность представляет миграция нитратов в грунтовые воды, водоисточники и открытые водое-мы. Исследования, проведенные в Чили, Колумбии и США, показали, что частота заболева-ний раком пищеварительного тракта зависит от содержания нитратов в воде. Использование воды, содержащей нитраты, смертельно опасно для грудных детей. Нитраты часто являются источником отравления крупного и мелкого рогатого скота, заставляя фермеров искать причины непонятных заболеваний животных. Нитраты нарушают нормальные воспроизводственные функ-ции организмов, препятствуя имплантации яйцеклетки или нарушая гормональный баланс [12, 13]. Неблагоприятный, отрицательный эффект нитратов на человека, животных, растения и в целом на экосистемы может проявляться в широком диапазоне концентраций. Содержание NO3-N, превышающее несколько десятых долей миллиграмма на литр воды, достаточно, чтобы промотировать эвтрофикацию поверхностных вод. Например, было обнаружено, что критический уровень для неорганического азота составлял 0,3 мг/л во время весеннего половодья [14]. Это привело к неприятному цветению водорослей в озерах Висконсина в течение лета. Критерий для питьевой воды, установленный Агентством по Охране Окружающей Среды США равен 10 мг/л. Этот показатель можно считать повсеместным, так как он принят и в странах Европейского сообщества и Всемирной Организацией Здравоохранения. В странах СЭВ для поверхностных вод I класса, используемых для коммунального водоснабжения, нужд пищевой промышленности и рыборазведения были приняты следующие пороговые концентрации (мг/л): NH4--N < 1 мг/л; NO3--N- 13 мг/л, для II класса соответственно <3 и 30 мг/л [15]. Комитет по Качеству Воды США установил критерий 100 мг/л для сельскохозяйственных животных. Критерий для оросительных вод, предложенный Ayers and Westcot имеет три градации: < 0,5; от 1,5 до 3,0; и >3,0 мг/л, - соответствующие безопасным, умеренно опасным и чрезвычайно опасным при определении качества воды, используемой для орошения [14]. Базовая линия концентрации NO3- в грунтовых водах под луговыми почвами в умеренных широтах, как правило, находится ниже 2 мг/л NO3--N. Концентрации, превышающие это значение, рассматриваются как показатель антропогенного загрязнения. В семиаридных и аридных регионах, однако, отмечены случаи высоких концентраций нитратов, которые трудно объяснить антропогенным загрязнением. В Калахари, например, грунтовые воды с концентрациями NO3- N от 4,8 до 37 мг/л широко распространены и объясняются как природный источник загрязнения. Полагают, что эти высокие концентрации устойчивы уже в течение 104 лет и связаны с палеоэкологическими факторами. Вблизи Хартума в Судане концентрации NO3-N, достигающие 2800 мг/л были отмечены в пленочной влаге ненасыщенных осадков. Это было объяснено низкой скоростью восполнения природных вод и аккумуляцией N из растительности за многие века. Природные очаги высокого содержания NO3описаны также в тропических регионах. В Кот-Д’Ивуар (Cote d’Ivoire) концентрации NO3--N, достигающие 45 мг/л, отмечались в мелких колодцах, ассоциированных с выветренными породами. Полагают, что они связаны с локализованными зонами уничтоженных, сведенных лесов. Высокие концентрации NO3- также обычны в аридных почвах Австралии, где биологическая фиксация азота в почвенных корках и термитных холмиках дает наиболее вероятное объяснение. По-видимому, высокие концентрации нитратов в грунтовых водах - обычное явление в определенных аридных и семиаридных, а также некоторых гумидных тропических регионах бедных органическим углеродом, где устойчивы условия аэробиоза [16]. Загрязнение грунтовых вод вызывает растущее беспокойство во всем мире. В США грунтовые воды рассматривают как важнейший источник питьевой воды. Более 97% питьевой воды в сельских регионах поступает из подземных водоисточников, тогда как в целом 50% населения США полагаются на грунтовые воды. С 1950 по 1980 годы изъятие грунтовых вод увеличилось почти на 60% по сравнению с использованием поверхностных вод. По оценкам Агентства по охране окружающей Среды, 52,1% общественных водных систем и 57% частных домашних колодцев содержат измеримые количества NO3--N. Сельское хозяйство считается основным виновником нитратного загрязнения. Сравнение уровней NO3- N в колодцах на территориях с различным характером землепользования показывает более высокие концентрации NO3- в сельскохозяйственных регионах. Есть данные, указывающие на положительную корреляцию производства зерновых колосовых и отрицательную корреляцию производства сои с концентрацией NO3--N. Показано, что в регионах с отсутствием развитой промышленности количество аммонийного и нитратного азота в воде возрастает в осенне-зимне-весенний период, значительно уменьшается летом. Содержание нитратного азота в поверхностных водах имело достоверную корреляцию с поголовьем сельскохозяйственных животных, процентом орошаемых территорий и процентом земель под бобовыми. Грунтовые воды, формирующиеся в условиях хорошо освоенных сельскохозяйственных территорий левобережья р. Оки, содержат нитратный азот в концентрации 0,11-17,0 мг/л [17, 18]. Пшеница - важнейшая продовольственная культура, под которую отводятся наибольшие площади пахотных угодий. Способ обработки почвы оказывает большое влияние на показатели почвенных свойств. При изучении влияния нулевой, минимальной обработок и традиционной пахоты на ряд показателей в почвах Канады, в том числе на распределение NO3--N в почвенном профиле [19]. Концентрация нитратов была выше в 15-30 см слое и 30-60 см глубине почвы при традиционной пахоте, чем при минимальных обработках. По-видимому, немаловажное значение в нитратном загрязнении при возделывании пшеницы имеет широко распространенная система пшенично-паровых севооборотов. Включение пара увеличивает аккумуляцию NO3- в глубоких слоях почвы. В паровом поле при высокой “биологической” активности почвы и, следовательно, высоком темпе минерализационных процессов, несбалансированных иммобилизацией, нитраты ничем не удерживаются от поверхностного смыва и внутрипочвенной миграции. О том, что пар увеличивает риск нитратного загрязнения, свидетельствуют результаты [20]. Согласно их данным, содержание NO3--N на глубине от 90 до 240 см было выше в пшенично-паровом севообороте, чем под бессменной, непрерывной пшеницей. Grant and Lafond [19] приходят к заключению, что потенциальная возможность передвижения NO3--N ниже корневой зоны может быть уменьшена выращиванием озимой пшеницы и уменьшением пахоты. Вымывание и выщелачивание нитратов может наблюдаться при различных системах севооборотов и удобрений. В одном из экспериментов в зоне каштановых почв Канады при беспрерывном возделывании пшеницы проверялась система удобрений (дозы 0,25 и 125 кг/га N), коротко- и длинностебельная срезка стерни для снегозадержания. Результаты исследования показали, что ключ к уменьшению вымывания нитратов заключается в принятии соответствующей, правильной практики применения удобрений, поскольку слишком маленькие дозы удобрений могут быть потенциально также вредными для грунтовых вод, как и слишком большие. Уменьшение количества азотных удобрений, вносимых под злаковые культуры весной, по-видимому, имеет небольшой эффект на количество нитратов в почве ко времени уборки урожая, не велик риск и их последующего выщелачивания [21]. Существенный контроль нитратного загрязнения суходольных почв, может быть, достигнут только практикой землепользования, которая сводит к минимуму возможность нитратов накапливаться осенью в результате минерализации почвенного органического азота. Кукуруза - другая важнейшая продовольственная культура, возделывание которой сопряжено с риском нитратного загрязнения. Это обусловлено тем, что кукуруза относится к пропашным культурам, требующим тщательной разделки почвы. Сотрудники КазНИИЗХ [22] полагают, что при соблюдении технологии возделывания кукурузы, до- и послевсходовом бороновании и двукратной междурядной обработке, создаются условия, близкие к паровому полю, способствующие активной нитрификации. Кроме того, под кукурузу вносится много азотных удобрений. Так, США, один из основных производителей кукурузы, использует под эту культуру около 30% общего количества азотных удобрений [23]. Большая отзывчивость кукурузы к N, особенно при бессменном возделывании, как это практикуется фермерами “Кукурузного пояса” США, привела к значительному увеличению количества N, вносимого ежегодно. Очевидно, существует какая-то критическая концентрация нитратов, при достижении которой начинается их нисходящая миграция. Эта концентрация может быть достигнута как в результате внесения избыточного количества азотных удобрений, так и в результате интенсивной нитрификации почвенного азота. Вымывание, перколяция нитратов начинается значительно раньше в паровых полях, чем в полях, занятых растениями. Это наглядно показали в модельных опытах Лонг и Хак [24]. В ризотроне (лизимитре) был смоделирован почвенный профиль суглинистой песчаной почвы и в эту почву вносили азот в дозе 250 и 500 кг N/га. Передвижение нитратов наблюдали путем анализа почвенного раствора, отбиравшегося с 48 и 72 часовыми интервалами за 120-дневный период с глубины 20, 40, 60, 80, 100 и 140 см. Почти все нитраты, внесенные в поверхностный слой варианта “пар”, передвигались с перколяционной водой и были вымыты ниже глубины 100 см за 65 дней, причем это наблюдалось с обеими дозами азота. Активно растущие корни кукурузы улавливали, ассимилировали нитраты из варианта 250 кг N/га прежде, чем они достигали глубины 80 см, и варианта 500 кг N/га прежде, чем они достигали глубины 100 см. Таким образом, корни кукурузы эффективно предотвращали вымывание нитратов. Другие элементы технологии возделывания кукурузы также оцениваются с точки зрения нитратного загрязнения. Изучались методы снижения потерь азота и нитратного загрязнения, значение почвозащитной пахоты и контролируемого дренажа при подпочвенном орошении [25]. При каждом поступлении поверхностного смыва и внутрипочвенного дренажного стока образцы отбирались автоматическими пробоотборниками в течение трехлетнего периода. Результаты показали, что от 88 до 95% потерь NO3- из всех вариантов опытов имели место в период, когда поля не были заняты культурой (с 1 ноября по 31 апреля). Почвозащитная пахота в комбинации с контролируемым дренажом - субирригацией уменьшали ежегодные потери NO3--N на 49% по сравнению с общепринятой (традиционной) технологией. Наряду с минеральными удобрениями источником азота для кукурузы могут быть бобовые культуры. Исследования [26] показали, что средние урожаи зерна кукурузы вслед за бобовыми были эквивалентны урожаю, произведенному с дозой 179 кг/га азотных удобрений. Однако необходимо учитывать, что растительные остатки бобовых культур со-держат азот в виде органических соединений, недоступных для питания растений непосред-ственно. Доступность азота определяется микробиологическим разложением и минерализа-цией растительных остатков. В идеале, большой пул минерального азота должен сформиро-ваться в период наибольшей потребности кукурузы в азоте, начиная со стадии шестого листа [26]. Если пул минерального азота в почве продуцируется слишком рано, то он оказывается бесполезным для возделываемой культуры и увеличивает риск загрязнения грунтовых вод. Изучение возможности синхронизации почвенных мобилизационных процессов с потребностью растений в питательных элементах - одно из актуальных направлений исследований почвенных микробиологов, физиологов растений, агрохимиков. Рис также относится к числу важнейших продовольственных культур. Общепризнанно, что пшеница, кукуруза и рис - это три основных хлеба человечества, производство которых обеспечивает продовольственную безопасность планеты. Своеобразие культуры риса заключается в том, что его возделывают на полях, затопленных водой в течение большей части вегетационного сезона. Когда почва затоплена, ограниченное поступление кислорода сдерживает нитрификацию и аммонификация является основным источником усвояемого азота для риса. Подсушивание почвы к концу сезона приводит к нитрификации NH4+ в NO3-. Накапливающийся NO3--N подвержен потерям путем денитрификации и вымывания при последующем затоплении. До 100 кг NO3--N на 1 га посевов терялось из верхнего 60 см слоя почвы после затопления при возделывании риса. Когда в рисовый севооборот включались бобовые культуры (перед рисом в переходный период между сухим и влажным сезоном, или после риса на протяжении сухого сезона) потери NO3-N снижались [27, 28, 29]. Tripathi et al. [30] проводили наблюдения за нитратным и аммонийным азотом с ежемесячным отбором образцов в течение года в различных севооборотах с затопляемым рисом. Аммонийный азот в 100 см слое почвы был от 20 до 40 кг/га во влажный сезон и больше 10 кг/га в сухой сезон. Нитратный же азот колеблется от 27 до 54 и от 67 до 195 кг/га в эти два сезона. Общие потери N были от 34 до 549 кг/га в различных полях, с наивысшими - в севообороте рис - сладкий перец (Capsinum annum L. var.annum) и рис - томаты (Lycopersicon esculentum Miller). Авторы обсуждают возможность выращивать культуры, улавливающие нитратный азот в транзитный, переходный период с тем, чтобы возвращать NO3--N в почвенный круговорот. Много азота требуется для овощных культур, в частности картофеля. Недостаток почвенного азота восполняется удобрениями. Существуют различные точки зрения в отношении системы удобрений картофеля азотом. Полагают, что от посадки до прорастания растения полагаются на резервы в семенных клубнях. Избыток азота в начале вегетационного сезона повышает вероятность его потерь путем выщелачивания. Вымывание нитратов зависит от конкретных почвенноклиматических условий. В исследовании [31] в один год потери NO3--N колебались от 100 до 257 кг/га, в другой год на тех же самых почвах потери составили от 71 до 96 кг/га. При возделывании картофеля на песчаных почвах обнаруживается вымывание NO3--N от 100 до 200 кг/га. Подавляющее большинство исследований по нитратному загрязнению сконцентрировалось на изучении выщелачивания нитратов из пахотных почв. Однако есть данные о том, что большие количества NO3- могут теряться и из лугов, интенсивно используемых для выпаса скота [32, 33, 34, 35, 36, 37]. Исследования [34] показали, что вымывание нитратов, происходящее на выпасаемых лугах, было в 5,6 раза больше, чем на скашиваемых лугах. Система управления интенсивным выпасом MIG (management intensive grazing) представляет систему выпаса, в которой животные при высокой плотности проходят через серию выгонов с таким расчетом, чтобы максимально использовать высококачественный урожай кормов. Хотя MIGсистема считается перспективной для молочного скотоводства на северо-востоке США, здесь есть опасения нитратного загрязнения. По оценкам [38], при плотности 2,2 зрелых коров (со средним весом 682 кг) на 1 га в день в течение 180 дневного сезона выпаса NO3--N, поступающий от минерализации мочевины, приводит к концентрации нитратов во внутрипочвенном стоке равной 15 мг/л. Итак, очевидно, что нитратное загрязнение - это загрязнение в основном связанное с сельским хозяйством, с характером землепользования на водосборной территории. Трудность определения и предотвращения загрязнения заключается в том, что нитратное загрязнение - это в основном неточечное загрязнение, которое трудно локализовать. Исключение составляют животноводческие, откормочные комплексы. Миграция нитратов связана непосредственно с движением почвенной влаги. Большое внимание в последние годы приобретает изучение механизмов пополнения грунтовых вод в аридных регионах. Все возрастающий интерес к этой проблеме обусловлен поиском безопасных мест для размещения вредных, токсичных, радиоактивных отходов. Принято считать, что небольшое количество осадков в аридных и семиаридных регионах и соответственно слабые потоки влаги дают возможность захоронения отходов и их изоляции от окружающей среды. Однако гидрология этих районов требует более тщательного изучения. Именно обнаружение высокого содержания нитратов в грунтовых водах аридной зоны Австралии и других регионов приводит к заключению о значительном распространении подпитывания подземных вод в аридных, пустынных районах [39]. Большое количество исследований указывает на то, что значительное пополнение подземных вод может иметь место в аридном и семиаридном климате даже в том случае, когда ежедневная эвапотранспирация превышает осадки [40]. Оценивая методы изучения механизмов восполнения подземных вод, наряду с другими методами рекомендуется использование иона NO3- в качестве естественной природной метки [41]. Конечно, интенсификация сельского хозяйства - одна из главных причин, влияющих на качество поверхностных и грунтовых вод. Темпы интенсификации высоки в мире, особенно в развитых странах. Так, в США использование неорганических удобрений возросло в четыре раза, а пестицидов - в три раза в течение последнего десятилетия [42]. Азот - существенный фактор повышения продуктивности сельского хозяйства Германии. В 1990 г. - в год, когда Западная и Восточная Германии объединились, использование азота в виде удобрений составляло 178,3 кг/га, а использование в виде добавок к овощному фуражу (в эквивалентных единицах) - 158,0 кг/га. Если принять, что только половина ежегодных приба-вок, как это рассчитано для 1980-х годов, будет продолжать вымываться из сельхозугодий, можно ожидать, что в ближайшем будущем концентрации NO3--N в питьевой воде сделают ее непригодной к употреблению. В таком случае становится очевидным, что необходимо очень значительное снижение добавок N в сельском хозяйстве. Необходимо, однако, сознавать, что хотя такие меры могут быть полезными для качества поверхностных и грунтовых вод, они приведут к повышению цен на сельскохозяйственную продукцию. Кроме того, они могут подвергать опасности существование сельского хозяйства, его самоподдерживающую спо-собность. Следовательно, повышение концентрации нитратов, как это наблюдается по всей Германии, является не только сельскохозяйственной или экологической проблемой, но также и социальной, и экономической проблемой, которая, по всей видимости, может быть решена только путем кардинальных изменений в национальной сельскохозяйственной политике [43, 44]. Предотвращению нитратного загрязнения в какой-то мере может способствовать природоохранное законодательство. Проблема NO3- не может далее рассматриваться как проблема “локального загрязнения”, она приобретает “региональное значение” и становится проблемой “континентального масштаба” [45]. Более 10% европейских рек имеют концентрации NO3- в диапазоне от 9 до 25 мг N/л. Увеличение концентрации NO3- в течение последних двух-трех десятилетий отмечено в поверхностных грунтовых водах Объединенного Королевства Великобритании. Аналогичное увеличение концентрации NO3- отмечено для Лох-Несского водосборного бассейна в Северной Ирландии [45]. Продвижение экологических законов Европейским Сообществом было достаточно оперативным и глубоким. Развитие законодательства может быть прослежено в подходах Европейского Сообщества к нитратному загрязнению. Лимит 50 мг/л нитратов был установлен в ранних директивах, касающихся воды: Directive 75/440 ЕЕС, 011 194 от 25.7.1975 в отношении поверхностных вод для питья; Directive 76/464 ЕЕС, 011 129 от 8.5.1976 в отношении опасных веществ в воде; Directive 80/778 ЕЕС, 01 229 от 30.8.1980 в отношении качества питьевой воды, и, наконец, Директива Европейского Сообщества прямо касающаяся нитратного загрязнения 1991 ЕС Nitrate Directive (91/676) предписывающая введение контроля над поступлением NO3- с сельскохозяйственных угодий в любой водоем [46]. Трудности реализации закона о нитратном загрязнении рассматриваются [46]. Предлагается термин “state of affairs” (“состояние дел”) для нежелательных или потенциально вредных экологических проблем, которые не могут быть разрешены традиционным уголовным кодексом. “Нитратная директива” направлена на то, чтобы оформить в определенные юридические рамки проблему диффузного загрязнения вод нитратами от сельского хозяйства. Закон дает пример активных мер предосторожности. Временные рамки - важный фактор в мерах предосторожности. Уровень нитратов поднимается в подземных водах не сразу, поэтому временные рамки - важный фактор при рассмотрении мер предосторожности. Предполагается наличие буферного механизма в системе почва-растение [47]. Это означает, что применение удобрений в количествах больших, чем требуется для максимального урожая, не сразу ставит вопрос о качестве подземных вод. Кроме того, следует учитывать, что поступление NO3- с сельскохозяйственных угодий происходит путем постепенного просачивания и фильтрации и зависит от уровня залегания подземных вод и строения почвенного профиля. В некоторых почвах, таких, которые содержат в профиле мел, карбонаты, может потребоваться до 50 лет, прежде чем загрязнение начнет проявляться. Следовательно, если есть намерение исправить ситуацию или предотвратить ее, то лучше начинать раньше. Закон направлен к тому, чтобы предотвратить зло прежде, чем оно наступит, и поэтому он активный, он высвечивает причину, а не нацелен на ретроспективный поиск виновников и предъявление обвинений. Что можно сделать для предотвращения нитратного загрязнения? Экспериментальное изучение потерь азота с опытных площадок дает основание полагать, что четыре процесса, а именно: ассимиляция азота растительностью, сменившей лес, иммобилизация азота, задержка (лаг-фаза) нитрификации и недостаточное содержание влаги для транспорта нитратов являются наиболее практически важными [48]. В целом все процессы могут быть обобщены следующим образом: Иммобилизация минерального азота осуществляется почвенными микроорганизмами при поступлении в почву органических веществ с широким соотношением C:N, например, соломой зерновых культур. Было показано, что запашка соломы в почву по сравнению с ее отчуждением или сжиганием снижает уровень содержания нитратов в профиле почвы и уменьшает перемещение их за пределы корнеобитаемого слоя [8]. Наши исследования показали, что, если поставлена цель, сдержать нитрификацию и предотвратить потери нитратного азота, то это может быть достигнуто внесением в почву лигнина. Это крупнотоннажный отход целлюлозной индустрии. Механизм сдерживания, вероятнее всего, заключается в иммобилизации азота обильно развивающейся при внесении лигнина в почву грибной микрофлорой. Не исключены и другие механизмы сдерживания, в частности, путем ингибирования нитрификации полифенолами или другими компонентами, содержащимися в лигнине, или освобождающимися при его разложении в почве [11, 49]. Что касается иммобилизации азота растениями, то в системе сельскохозяйственного землепользования большое значение имеет подбор культур севооборота. Покровная культура ржи может быть эффективной в предотвращении избытка почвенного NO3- N после уборки кукурузы [50, 51]. Растения из семейства крестоцветных и травы считаются лучшим средством для секвестрирования почвенного NO3--N [52]. Исследования [53, 54] показали потенциальные возможности культур крестоцветных действовать как резервуар-накопитель азота. Двойная культура системы с включением крестоцветных, сменяемая озимой пшеницей, могла понижать уровни NO3--N в почве, даже если избыточные количества азотных удобрений вносились в почву в течение нескольких лет [55]. Многолетние злаковые травы с глубокопроникающей корневой системой в состоянии использовать нитратный азот с глубины 40-160 см [56]. Корни древесных растений могут проникать еще глубже. По данным [57], во влажном тропическом климате с круглогодичным нисходящим движением влаги глубокозалегающие корни деревьев могут действовать как “защитная сетка” (“safety net”) под однолетними культурами и вылавливать выщелачиваемые питательные элементы. Задержанные деревьями за пределами корневой зоны возделываемых однолетних культур питательные элементы возвращаются в поверхностный слой почвы в форме растительного опада, включая листовую подстилку, обрезаемые корни и корневой опад. Растения из семейства Calliandra и Sesbania, корневая система которых быстро разрастается, в верхнем 2-х метровом слое почвы улавливали порядка 150-200 кг/га N, уменьшая содержание NO3- в течение 11 месяцев после стабилизации растительного покрова. Примером возникновения и успешного решения проблемы нитратного загрязнения может служить исследование, проведенное в Израиле. Долина Хьюла (Hula Basin) на северо-востоке Израиля занимает площадь около 150 км2 и является частью водосборной территории озера Кеннерет. Осушение этой территории при сельскохозяйственном освоении привело к тому, что гидроморфные почвы с чрезвычайно высоким содержанием органического вещества, от 10% в озерных осадках, до 60% в окружающих маршах, при окислительном разложении стали продуцировать нитраты. По оценкам [58], скорость аккумуляции нитратов в полевых условиях составляла около 1000 - 2000 кг NO3--N на гектар в год. Высокие концентрации нитратов, наблюдавшиеся в водах, поступающих с этой водосборной территории, по расчетам составляли до 1100 тонн в год, в наиболее дождливые годы, достигая 2200 тонн, из них почти 50% поступало в озеро Кеннерет. Понятны тревоги и озабоченность сообщества, если учесть, что озеро Кеннерет является главным источником воды в Израиле, имеет рекреационное, историческое и религиозное значение. После нескольких лет интенсивных междисциплинарных исследований специалистов различного профиля были приняты некоторые обобщающие рекомендации. 1) система каналов и шлюзов должна быть модифицирована таким образом, чтобы свести к минимуму поступление паводковых вод на эту территорию; 2) уровень воды на этой осушаемой, мелиорируемой территории должен быть понижен перед зимними осадками, чтобы увеличить до максимума сохранение влаги и снизить до минимума внутрипочвенный сток; 3) в течение лета вода должна поддерживаться на уровне 70 см ниже водосборной поверхности, чтобы свести к минимуму окислительные процессы и избежать капиллярного подъема воды к поверхности; 4) существующее подпочвенное орошение заменить капельным, чтобы индуцировать денитрификацию в почве; 5) такие культуры как рис, кормовые травы, а также пруды для разведения рыбы должны поощряться, поскольку все они снижают аккумуляцию нитратов. Результаты показали, что количество нитратов в дренажных каналах в пределах этой территории было снижено в 2-5 раз. Общее количество нитратов, смываемых с водосборной территории стало пренебрежимо малым. Проблема была практически решена. Резюмируя, необходимо отметить, что нитратное загрязнение - экологическая проблема, как правило, связанная с сельским хозяйством, имеет глобальный масштаб. Нитратное загрязнение несет угрозу здоровью людей, сельскохозяйственных и диких животных функционированию экосистем снижая их биологическое разнообразие, приводит к исчезновению ценных видов водной фауны и флоры. В Казахстане изучению проблемы уделяется совершенно недостаточно внимания. Учитывая ограниченность водных ресурсов Республики, очевидно необходима система мониторинга этого вида загрязнения. Исследование осуществлено при финансовой поддержке гранта Фонда науки (соглашение № 3-1-3.2-4(33) от 12.03.03, регистрационный номер №0103РК00410). ЛИТЕРАТУРА 1. Smith W., Borman F. H., Likens G. E. Response of chemoautotrphic nitrifiers to forest cutting. Soil science 1968, v. 106, N5, P.471-473. 2. Likens G. E., Borman F. H., Johnson N. M. Nitrification: Importance to nutrient losses from a cutover forest ecosystem. Science 1969, v 163, Р.1205-1206. 3. Зайцева А.А., Кирюшин В.И., Рязанова Г.И. Биологическая активность почв черноземной зоны в связи с интенсивностью процессов мобилизации азота. Агропочвоведение и мелиорация солонцов. Шортанды, ВНИИЗХ, 1975, С.3-26. 4. Зайцева А.А., Трифонова Л.Ф., Копеев Б.А. др. Особенности динамики нитратного азота на черноземах южных карбонатных и каштановых почвах Целиноградской области. К вопросам использования минеральных удобрений в Северном Казахстане. Труды ВНИИЗХ. т.8, вып. 11, С.102-112. Алма-Ата, Кайнар, 1980. 5. Афанасьев Н.А. Экспериментальное изучение миграции нитратов. Агроценозы степной зоны. Новосибирск, 1984, С.50-55. 6. Почвозащитная система земледелия. Алма-Ата, Кайнар, 1985, 200с. 7. Кирюшин В.И., Охинько И.П., Ревенский А.Е. Динамика содержания нитратов в почве. Агроценозы степной зоны. Новосибирск, Наука, 1984, С.164-169. 8. Кирюшин В.И., Ткаченко Г.И. О нисходящей миграции нитратов в черноземах Сибири при сельскохозяйственном использовании. Почвоведение 1986, N 2, С.34-44. 9. Черненок В.Г. Нитрификационная способность темно-каштановых почв, черноземов Северного Казахстана. Плодородие почв Казахстана. вып. 7. Алма-Ата, Гылым, 1991, В.7. С.66-78. 10. Мамилов Ш.З., Адамбекова Г.Т., Султангазина К.К., Яновская М.К. Показатели биологической активности и содержание нитратного азота в целинной и окультуренных почвах Северного Казахстана. Плодородие почв Казахстана. АлмаАта: Гылым, 1991, B.7, С.93-104. 11. Мамилов Ш.З., Салтыбаев А.Д., Охинько И.П., Яновская М.К. Проблема нисходящей миграции нитратов в черноземах Северного Казахстана. Известия АН РК сер. биол., 1992, N6, С.13-20. 12. Лебедев Е.М. Возможные экологические последствия избыточного применения азотных удобрений. Минеральный и биологический азот в земледелии СССР. М.: Наука, 1985, С.41-50. 13. White V. Agriculture and drinking water supplies: Removing nitrates from drinking water in Des Moines, Iowa. Journal of soil and water conservation. 1996, v.51, N6, P.454455. 14. Prat P.F., Juri W.A. Pollution of the unsaturated zone with nitrate. In: Pollutants in porous media. Ed. B.Yaron, G.Dagan, J. Goldshmidt. Springer-Verlag, 1984, P.52-67. 15. Пичахчи И.Д., Верниченко А.А., Васьковец Л.А., Беличенко Ю.П. К вопросу об оценке состояния водных экосистем, подверженных эвтрофикации. В кн.: Антропогенная эвтрофикация природных вод. Черноголовка, ОПХ ФАН СССР, 1977, С.34-38. 16. Edmunds W.M., Gaye C.B. Naturally high nitrate concentrations in ground waters from Sahel. J. Environ. Qual. 1997, V.26, N5, P.1231-1239. 17. Кудеяров В.Н., Башкин В.И. К вопросу о загрязнении природных вод соединениями азота. Агрохимия. 1978. №3. С.19-27. 18. Кудеяров В.Н., Биелек П., Соколов О.А., Кнон К., Пругар Я., Семенов В.М., Башкин В.И., Люцик А., Скорженова И., Шабаев В.П., Никитишен В.И. Баланс азота и трансформация азотных удобрений в почвах. ОНТИ НЦБИ АН СССР. Пущино. 1986. 160с. 19. Grant C.A., Lafond G.P. The effects of tillage systems and crop rotations on soil chemical properties of a black chernozemic soil. Canadian Journal of Soil Science. 1994, V.4, N3, P.301-306. 20. Campbell C.A., De Jong R., Zentner R.P. Effect of summerfallow and fertilizer nitrogen on nitrate-nitrogen lost by leaching on a brown chernozemic loam. Canadian Journal of Soil Science. 1984, V.64, Р.61-74. 21. Mac Donald A.J., Powlson D.S., Roulton P.R., Jenkinson D.S. Unused fertilizer nitrogen in arable soils. Its contribution to nitrate leaching. Journal of Science of Food and Agriculture. 1989, V.46, N4, P.407-419. 22. Ахметов К.А., Канафин Б.К., Киясов А. А. Продуктивность севооборотов на целине // Почвозащитное земледелие-проблемы, перспективы. Шортанды 1996, С.3345. 23. Lanyon L.E. Does nitrogen cycle? Changes in the spatial dynamics of nitrogen with industrial nitrogen fixation. Journal of Production Agriculture. 1995, V.8, N1, P.70-78. 24. Long F.L., Huck M.G. Nitrate movement under corn and fallow conditions. // Soil Science Society of America Journal. 1980, V.44, N.4, P.787-792. 25. Drury C.F., Tan C.S., Gaynor J.D., Oloya T.O., Welacky T.W. Influence of controlled drainage-subirrigation on surface and tile drainage nitrate loss. J. Environ. Qual. 1996, V. 25, N25, N2, P.317-324. 26. Stute J.K., Posner J.L. Synchrony between legume nitrogen release and corn demand in the Upper Midwest. Agronomy Journal 1995, V.87, N6, P.1063-1069. 27. Buresh R.J., Woodhead T., Shepherd K.D., Flordelis E.V., Cabaugon R.C. Nitrate accumulation and loss in a mungbean /lowland rice cropping system. Soil Science Society of America Journal. 1989, V.53, P.447-482. 28. George T., Ladha J.K., Garrity D.P., Buresh R.J. Legumes as nitrate catch crops during the dry-to-wet transition in lowland rice cropping systems. Agronomy Journal. 1994, V.86, N.1, P.267-273. 29. Ladha J.K., Kundu D., Angelo-van Copenolle, Peoples M.B., Carangal V.R., Dart P.J. Grain and forage legume effects on soil nitrogen dynamics in lowland rice-based cropping systems. Soil Science Society of America Journal 1996, V.60, N.1, P.183-192. 30. Tripathi B.P., Ladha J.K., Timsina J., Pascua S.R. Nitrogen dynamics and balance in intensified rainfed lowland rice-based cropping systems. Soil Science Society of America Journal. 1997, V.61, N.3, P.812-821. 31. Errebhi M., Rozen C.J., Gupta S.C., Birong D.E. Potato yield response and nitrate leaching as influenced by nitrogen management. Agronomy Journal 1998, V.90, N.1, P.1015. 32. Ball R., Keeney D.R., Theobald P.W., Nes P. Nitrogen balance in urine-affected areas of New-Zealand pastures. Agronomy Journal 1979, V.71, N2, P.309-314. 33. Goh K.M., Edmeads D.C., Hart P.B.S. Direct field measurement of leaching losses of nitrogen in pasture and cropping soils using tension lysimeters. New Zealand Journal of Agricultural Research. 1979, V.22, P.133-142. 34. Ryden J.C., Ball P.R., Garwood E.A. Nitrate leaching from grassland. Nature 1984, V.311, N 5981, P.50-53. 35. Sholefield D., Lockyer D.R., Whitehead D.C., Tyson K.C. A model for predict transformation and losses of nitrogen in UK pastures grazed by beef cattle. Plant and Soil 1991, V.132, P.165-177. 36. Barraclough D., Jarvis S.C., Davis G.P. Williams J. The relation between fertilizer nitrogen applications and nitrate leaching from grazed grassland. Soil Use Manage. 1992, V.8, P.51-56. 37. Cuttle S.P., Hallard M., Daniel G., Scurlock R.V. Nitrate leaching from sheep-grazed grass/clover and fertilized grass pastures. Journal of Agricultural Science 1992, V.119, P.335-343. 38. Stout W.L., Fales S.A., Muller L.D. Shnabel R.R., Priddy W.E., Elwinger G.F. Nitrate leaching from cattle urine and feces in Northeast USA. Soil Science Society of America Journal 1997, V.61, N6, P.1787-1794. 39. Barnes C.J., Jacobson G., Smith G.D. The distribution recharge mechanism in the Australian arid zone. Soil Science Society of Journal 1994, V.58, N.1, P.31-40. 40. Stephens D.B. A perspective on diffuse natural recharge mechanisms in areas of low precipitation. Soil Science Society of America Journal. 1994, V.58, N1, P.40-48. 41. Allison G.B., Gee G.W., Tyler S.W. Vadose-zone techniques for estimating ground water recharge in arid and semiarid regions. Soil Science Society of America Journal 1994, V.58, N.1, P.6-14. 42. Nielsen E.G., Lee L.K. The magnitude and costs of ground waters contamination from agricultural chemicals a National perspective. USDA-ERS, Washington D.C. 1987. 43. Van-der-Ploeg R.R., Ringe H., Machula G. Late fall site-specific soil nitrate upper limits for ground water protection purposes. Journal of Environmental Quality 1995, V.24, P.725733. 44. Van-der-Ploeg R.R., Ringe H., Machulla G., Hermsmeyer D. Post war nitrogen use efficiency in West German agriculture and ground water quality. Journal of Environmental Quality, 1997, V.26, N.5, P.1203-1212. 45. Stronge K.M., Lennox S.D., Smith R.V. Prediction nitrate concentrations in Northern Ireland rivers using time series analysis. Journal of Environmental Quality, 1997, V.26, N.6, P.1599-1604. 46. Elworthy S. Finding the causes of events or preventing "state of affairs"? Designation of nitrate vulnerable zones. Journal of Environmental Law, 1998, v.10, N1, P.92-115. 47. Johnson G.V., Rann W.R. Nitrate leaching in continuous winter wheat: Use of soil-plant buffering concept to account for fertilizer nitrogen. Journal of production Agriculture, 1995, V.8, N4, P.486-491. 48. Vitousek P.M., Cosz J.R., Grier Ch.C., et al. Nitrate losses from disturbed ecosystems. Science, 1979, v.204, N4392. P.469-474. 49. Мамилов Ш.З. Микробиологическая трансформация азота в почвах Казахстана. Автореф. дисс. докт. биол. наук, Алматы, 1993, 44с. 50. Shipley P.R., Meisinger J.J., Decker A.M. Conserving residual corn fertilizer nitrogen with winter cover crops. Agronomy Journal, 1992, v.84, P.869-876. 51. Ditsch D.C., Alley M.M., Kelley K.R., Lei Y.Z. Effectiveness of winter rye for accumulating residual fertilizer N following corn. Journal of Soil and Water Conservation, 1993, v.48, P.125-132. 52. Meisinger J.J., Hargrove W.L., Mikkelssen R.L. et al. Effect of cover crops on ground water quality. In.: W.L. Hargrove (Ed.) Cover crops for clean water. Proc. Int. Conf. West Tennessee Exp. Stn. Jackson, 9-11 Apr, Soil Water Conservation Society, Ankeny, IA, 1991. 53. Guillard K., Griffin G.F, Allison D.W. et al. Nitrogen utilization of selected cropping systems in US North-East. I Dry matter yield, N uptake, apparent recovery and N use efficiency. Agronomy Journal 1995, v.87, N2, Р.193-199. 54. Guillard K., Griffin G.F, Allison D.W. et al. Nitrogen utilization of selected cropping systems in US North-East. II Soil profile nitrate distribution and accumulation. Agronomy Journal 1995, v.87, N2, Р.199-207. 55. Bergstrom L., Brink N. Effects of differentiated application of fertilizer N on leaching losses and distribution of inorganic N in the soil. Plant and Soil 1986, v.93, P.333-345. 56. Никитишен В.И. Зависимость последействия азотного удобрения от остаточного количества нитратов в профиле серой лесной почвы. Агрохимия, 1985, №1, С.3-12. 57. Bashir J., Buresh R.J., Ndufa J.K., Shepherd K.D. Vertical distribution of roots and soil nitrate: Tree species and phosphorus effect. Soil Science Society of America Journal 1998, v.62, N1, P.280-286. 58. Raveh A., Avnimelech Y. Minimising nitrate seepage from the Hula Valley into lake Kenneret (Sea of Galileu) nitrate reduction by sprinkling and flooding. Journal of Environmental Quality, 1973, v.2, P.554-548. *** ²àçiðãi êåçäåãi íèòðàòòû ëàñòàíó æà¹äàéëàðûí ýêîëîãèÿëûº ì¸ñåëå ðåòiíäå ºàðàñòûðûëûï, øîëó áåðiëãåí. Îíû» iøiíäå àóûë øàðóàøûëûº ¼ñiìäiêòåði ìåí ìàë ¼ñiðó êåçå»äåðiíäå íèòðàòòû ëàñòàíóäû» åðåêøåëiêòåði, íèòðàòòû ëàñòàíóäû áîëäûðìàó ì¾ìêiíøiëiêòåði, íèòðàòòû ëàñòàíóäû áîëäûðìàó ñàëàñûíäà º½ºûºòûº íîðìàëàðäû äàéûíäàóäû» ò¾ðëi æîëäàðû ê¼ðñåòiëãåí. *** Contamination of groundwater with nitrates is a great environmental problem originating from agriculture. International efforts on development of appropriate land use practice preventing nitrate formation are considered. Insufficient attention is paid for the problem in Kazakhstan. Limited water resources make necessary intensive monitoring system to control nitrate contamination.
