Миграция тяжелых металлов в почве

27-09-2017, 19:11

Уменьшение содержания тяжелых металлов в почве происходит вследствие вымывания их из корнеобитаемого слоя с инфильтрационными водами - и поглощения элементов растениями.
Миграционная способность тяжелых металлов зависит как от растворимости самих элементов, так и от других факторов и в частности, от способности твердой фазы почв к обмену катионов - катионообменной емкости. Катионообменная емкость является одним из главных свойств почвы, влияющим на круговорот тяжелых металлов, так как от нее зависит количество ионов, требуемое для занятия способных к адсорбции мест на поверхности почвенных частиц. Поверхностные свойства почвенных частиц определяют емкость адсорбции элементов - катионов и сильно влияют на возможность вымывания их из почвы. Катионообменная емкость различных по генезису и гранулометрическому составу почв изменяется в широких пределах от нескольких единиц до 100 мэкв на 100 г почвы. В зависимости от преобладания конкретных минералов твердая фаза почв обладает различной поверхностью. Чем больше площадь поверхности. тем больше величина катионообменной емкости и тем труднее вымываются с инфильтрационными водами поглощенные элементы (табл. 86). Так, например, монтмориллонит гипотетически может сорбировать количество кадмия, соответствующее сотням ПДК этого элемента в почве.
Миграция тяжелых металлов в почве

В почвенном растворе тяжелые металлы находятся в соединении с различными присутствующими там ионами. Чаще всего в дерново-подзолистых и серых, лесных почвах тяжелые металлы мигрируют в форме нитратов, хлоридов, сульфатов, карбонатов. бикарбонатов. В природных условиях растворителем служит почвенная влага. Так как все природные соединения в той или иной степени растворимы в воде, можно предположить. что концентрация тяжелых металлов и их соединений в почвенных грунтовых водах зависит от их химической растворимости в воде. Мерой растворимости вещества служит концентрация его насыщенного раствора, которая выражается, как и растворимость, в процентах (молях) на 1 литр раствора. Чем выше растворимость соединений тяжелых металлов с ионами, присутствующими в почвенном растворе, тем выше миграция этого тяжелого металла с фильтрующимися водами в нижележащие почвенные горизонты, тем выше его содержание в инфильтрационных водах. Условно принято считать, что если в 100 г воды при комнатной температуре растворяется более 10 г вещества, то такое вещество называется легкорастворимым, при растворении от 1 до 10 г - растворимым; если растворяется менее 1 г - труднорастворимым; если менее 0,01 г вещества - практически нерастворимым. Растворимость соединений TM в воде представлена в таблице 87.

При высоком содержании TM в почвенном растворе уменьшается их растворимость в воде, а растения, выращенные на почве с большим загрязнением (например, 3 ПДК TM) содержат TM на единицу веса меньше, чем выращенные на почве с меньшим загрязнением (например, 1 ПДК TM). Эта закономерность объясняется тем, что в соответствии с правилом о произведении растворимости, растворимость веществ при добавлении в раствор одноименных ионов уменьшается. Поэтому содержание тяжелых металлов в почвенном растворе и инфильтрационных водах увеличивается не пропорционально содержанию этих веществ в почве.
Концентрация тяжелых металлов в почвенном растворе подвержено резким колебаниям в зависимости от свойств почвы. Наибольшее влияние на изменение концентрации элементов оказывают следующие факторы:
1) время.
2) растительность;
3) биологическая активность почвы;
4) избыточная влага;
5) гетерогенность твердой дозы почвы.
Из-за сложного многофакторного влияния на почвенный раствор очень трудно определить средние концентрации элементов. Об этом свидетельствуют и результаты определения содержания тяжелых металлов в природных почвенных растворах из различных почв, выполненные различными авторами (табл. 88). Установлено, например, что в динамике под действием выпадающих дождей, испарения и транспирации растений концентрация макроэлементов в почвенных растворах может изменяться более, чем на порядок. В аналогичных условиях концентрация главных ионов макроэлементов (Са2+, Mg2+, K+, NO-3 и PO4в3- ) изменяется в меньшей степени.

Адсорбционная способность имеет тесную корреляционную связь со скоростью выщелачивания.
Подвижность химических элементов в различных условиях в обобщенном виде приведена в таблице 89 (К. Рэуце, С. Кырстя, 1986), из материалов которой следует, что подвижность приоритетных по токсичности тяжелых металлов (Zn, Cu, Pb, Cd, Hg) и их миграционная способность определяются, главным образом свойствами почвенной среды.
Большинство исследователей отмечают высокую миграционную способность Sr и As, среднюю способность к выщелачиванию Zn, Co, Ni, Cu, Pb и слабую миграционную предрасположенность Cr.
Под влиянием подзолообразовательного процесса TM в генетических горизонтах почвенного профиля распределяются по следующим типам:
а) аккумулятивному, характерному для Mn;
б) аккумулятивно - эллювиальному - иллювиальному, характерному для Zn, Cu, Cd.

В дерново-подзолистой почве под лесной растительностью при поступлении TM в форме труднорастворимых соединений горизонтальная миграция значительно превышает вертикальную. В случае поступления в составе легкорастворимых нитратов обе составляющие миграции - практически равны. Трансформация соединений Pb. Cd и Zn преимущественно определяется адсорбционно-десорбционными процессами в почве (Цаплина М.А., 1988). В дерново-подзолистых почвах TM содержатся преимущественно в гумусово-аккумулятивном горизонте. Так. на дерново-подзолистых супесчаных почвах Прикамья Mn, Zn, Ni и Cu аккумулировались в верхних горизонтах почв. Подвижность изменялась в ряду: Ni>Zn>Mn>Cu (Шакиров К.Ш. и др., 1991 г.). В дерново-подзолистых супесчаных почвах Белоруссии по степени накопления TM располагаюсь в порядке: Cu>Zn>Mo>B (Ковалевич З.С. и др., 1988 г.). Сильнозагрязненные дерново-подзолистые почвы, расположенные в зонах техногенного загрязнения накапливают TM преимущественно в верхних горизонтах: 0-10 и 10-20 см.
Почвы иллювиально-гумусового и буроземного типов почвообразования, а также пойменные почвы накапливают TM в гумусово-аккумулятивном горизонте. В подбурах и подзолах TM выносятся из верхней части почвенного профиля и накапливаются в иллювиальных горизонтах (Першикова Г. В., 1987).
В почвах верховых болот Mn концентрируется в верхней части профиля; Cu - равномерно распределяется по всей толще торфяников: Pb. Zn, Ni, Cd - в наибольшей степени содержатся в верхней части профиля (Добродеев О.П., 1990).
Содержание Pb связано с генетическими особенностями почв и уменьшается от черноземов выщелоченных к карбонатным и от глинистых почв к супесчаным (Кирилюк В.П., 1987). В горных черноземных почвах распределение Pb тесно связано с содержанием гумуса в верхних слоях; в горно-лесных почвах содержание Pb снижается от верхних богатых гумусом горизонтах до средней части профиля, а затем повышается к почвообразующей породе (12-13 мг/кг). В горно-луговых дерновых почвах валовое содержание Pb уменьшается вниз по профилю, при этом максимальные концентрации приурочены к гумусовому горизонту (11-13 мг/кг) (Ниязов А.Х. и др., 1990).
В карбонатном черноземе и серой лесной почве максимум содержания TM отмечается в гумусовых горизонтах, причем TM в дерновом горизонте серой лесной почвы больше, чем в Aпах карбонатного чернозема.
В серых лесных почвах с усилением степени эродированности теряются вместе с органическим веществом Mn, Cu, Zn. Cd (Лях Т. Г.. 1988).
Почвы степных ландшафтов Забайкалья на делювиальных супесях имеют более интенсивное накопление Mn, Zn, Cu. В пойменных почвах этого района наиболее аккумулируются Cu, Zn. Ca, Sr (Иванов Г.М., 1990).
Тундровые почвы мерзлотного ряда обеднены TM в верхнем слое почвы и имеют высокое содержание в мерзлотном горизонте (Орешкин B H. и др., 1989). В этих почвах существует специфичность концентрирования металлов в современном и погребенном гумусовом горизонте, оксидах и гидроксидах железа и марганца. Почвы мерзлотного ряда характеризуются резкой сменой фазового распределения тяжелых металлов между органическими и минеральными компонентами горизонтов и значительной долей подвижных форм элементов.
Целинные почвы солонцовых комплексов (солонцы мелкие, светло-каштановые почвы) содержат максимальное количество тяжелых металлов в надсолонцовых горизонтах, солонцовых горизонтах и подстилающих слоях на глубине 175-185 см.
На солонцах Сибири при мелиорации их фосфогипсом происходит активная миграция стронция из верхних горизонтов. Распространение Sr по профилю солонцов после мелиорации характеризуется двумя зонами накопления: слой 0-20 см и 40-80 см (Добротворская Н.И. и др., 1990).
Способность тяжелых металлов к миграции по профилю почвы и вымывание их в грунтовые воды обусловлена подвижностью их форм и соединений, а также прочностью связывания с почвой. Скорость и глубину передвижения тяжелых металлов по профилю почв обуславливают три типа геохимических барьеров. которые способствуют их осаждению, отложению и накоплению: механический, физико-химический и биологический.
Факторами, влияющими на миграцию TM являются следующие характеристики почвы: гранулометрический состав; окислительно-восстановительные условия; кислотно-щелочные условия; количество органического вещества; микроэлементный состав почвообразующих пород; рельеф местности; агротехнические приемы и др. Регулируя эти факторы можно изменять миграцию тяжелых металлов по профилю почв и добиваться снижения их попадания в грунтовые воды.
Гранулометрический состав почвы определяет ее удельную поверхность, а следовательно, и содержание тяжелых металлов, связанных с глинистой фракцией, а также водный режим и интенсивность водной миграции.
В почвах тяжелого гранулометрического состава, как правило. обнаруживаются более высокие концентрации TM (Jankauskaite М. и др., 1986, Иванов Г.М., 1989). Так, в почвах с высоким наличием глинистой и илистой фракций содержится повышенное количество Ca, Mg и Fe. Глинистые минералы чаще всего сорбируют Cr, Cu, Ni, Zn, имеющие небольшой ионный радиус.
Окислительно-восстановительный потенциал почв существенно изменяет миграционную способность тяжелых металлов, регулируя окклюзию TM окислами железа и марганца. В условиях преобладания восстановительных процессов при увлажнении и анаэробном разложении органического вещества уменьшается миграционная способность Cu, Ni, Co, Zn (Большаков B.A. и др., 1988; Обуховская Т.Д. и др., 1983; Покровская С.Ф : Касатиков B.A., 1987; Алексеев Ю.В., 1987).
В восстановительных условиях глеевой обстановки, способствующих интенсивной миграции марганца, содержание меди в почвенно-грунтовых водах резко снижается до следовых количеств. Напротив, в окислительных условиях соединения меди подвижны в диапазоне pH от 6,5 до 7,5. Концентрация марганца в этих условиях уменьшается в 15 и более раз (Шибаева И H.. 1989).
Кислотно-щелочные условия влияют на растворимость и подвижность органических и неорганических соединений тяжелых металлов.
В кислом интервале pH образуются низкомолекулярные органические соединения, снижается катионная поглотительная способность почвы, и возрастает мобильность тяжелых металлов. По мере нейтрализации почвенной кислотности увеличивается емкость катионного обмена; железо, алюминий и марганец превращаются в нерастворимые гидроксиды, которые, как коллоиды, адсорбируют тяжелые металлы. При известковании почв тяжелые металлы образуют малоподвижные соединения гидроксидов, карбонатов и гидрокарбонатов, при этом снижается доступность растениям подвижных форм железа, меди, цинка, марганца, алюминия, никеля (Перцовская А.Ф, и др.. 1987; Черных Н.А., 1988; 1989; Cordero A. et al„ 1987; Jochi D. С. et al.. 1983: Komisarek J. et al., 1990; Jadav D. C. et al., 1983; Gorlach E et al.. 1987; Simard R. R., 1988; Keul M. et al.. 1987; Allouay B. J, et al., 1991).
B суглинистых почвах тяжелые металлы остаются в верхних горизонтах, если pH больше 6. При снижении pH ниже 6, подвижность кадмия повышается; если pH ниже 5, увеличивается подвижность цинка. Свинец и медь почти всегда остаются в верхних горизонтах почвы (Scokart P.O. et al., 1983). С увеличением кислотности почвы миграционная способность почти всех тяжелых металлов возрастает (Стрнад В., Золоторева В.H., 1988).
В почвах с высоким содержанием карбонатов (НСО3, CO3в2- ) отсутствует опасность загрязнения грунтовых вод медью, цинком. марганцем, хромом и никелем (Otero L. et al., 1987).
При pH 7 карбонаты и бикарбонаты натрия увеличивают подвижность TM, вызывая диспергирование органического вещества почвы и его комплексов с TM (Khau Samiullah, 1983).
Органическое вещество играет одну из главных ролей в процессах регулирования миграции и сорбции тяжелых металлов Емкость поглощения тяжелых металлов гумусом примерно в 4 раза выше, чем глиной. Прочно фиксируются органическим веществом Pb, Cu: слабее - Cd, Ni, Co, Mn. Свинец и кадмий могут связываться только молекулами гумуса, так как из-за большого ионного радиуса они не могут проникать в глинистые минералы.
Способность почв содержать тяжелые металлы в растворенном виде зависит от характера и количества органического вещества. При высоком содержании органического вещества в почве выше содержание подвижных форм Cu, Zn, Fe.
Комплексы тяжелых металлов с гуминовыми кислотами более устойчивы (это органический запас TM в почве), чем комплексы с фульвокислотами, поэтому последние более, подвижны и доступны для корней растений и почвенной биоты. Внесение в почву гуминовых кислот приводит к значительной иммобилизации Cu, Pb. Cd, Zn, Ni.
По данным Аржановой B.C. и Елпатьевского П.В. (1990 г.), преобладающая часть тяжелых металлов - 63-90% от исходного количества в лизиметрических растворах связана с водорастворимым органическим веществом. Причем способность комплексирования TM характерна как для высокомолекулярных. так и для низкомолекулярных фракций органического вещества.
Растворы гумусового горизонта являются начальным этапом формирования почвенного стока и характеризуются преобладанием истинно растворимых форм TM для всех классов ландшафтов - природных и техногенных. Инфильтрация через нижележащие горизонты сопровождается выведением органического вещества и связанных с ним металлов из раствора и усложнением миграционных форм элементов. Наиболее интенсивен этот процесс для металлов, ассоциированных с высокомолекулярными фракциями растворимого органического вещества - для Cu и Pb, мигрирующих в основном в составе коллоидной и взвешенной форм раствора. В то же время, в растворах, бедных органикой, наблюдаются высокие концентрации Pb, не связанного с органическим веществом. Комплексирование Zn, Cd и Mn в основном низкомолекулярными фракциями обусловливает низкую долю сложных форм этих элементов и преимущественную миграцию в составе истинных растворов.
Так как водная миграция тяжелых металлов и трансформация их миграционных форм тесно связаны с органическим веществом, то, естественно, что закрепление TM в почвенном профиле также в значительной степени зависит от трансформации органического вещества и процессов, определяющих миграционную подвижность органических и органоминеральных соединений.
Большой вклад в миграцию тяжелых металлов в почвах вносят также простые органические соединения, присутствующие в естественном состоянии (некоторые аминокислоты, оксикислоты и т. п.), так как являются хелатообразующими агентами, активно мобилизующими тяжелые металлы в почвах.
Взаимодействие между гуминовыми веществами и тяжелыми металлами происходит с помощью явлений ионного обмена, сорбции на поверхности, хелатообразования, коагуляции и пептизации. Катионы тяжелых металлов могут связываться двумя или большим числом лигандов в разных молекулах. Все реакции между органическими соединениями и катионами ведут к образованию водорастворимых и нерастворимых в воде комплексов. Одна из наиболее важных форм тяжелых металлов в почвенных растворах - это их растворимые органические хелаты. По данным Hodgson, Geering, Norvell (1966) органические хелаты меди составляют около 80% от суммы ее растворимых форм. Благодаря большой склонности меди к образованию органических комплексов, последние преобладают в растворе в широком интервале pH (Mcbride, Blasiak, 1979).
Итак, тяжелые металлы наиболее подвижны на малогумусных кислых почвах легкого гранулометрического состава с малой емкостью катионного обмена и низкой буферностью.
Георгафическое распределение TM в почвообразующих породах обнаруживает тесную связь с ландшафтно-геохимической обстановкой.
На северо-западе России наиболее обогащены микроэлементами почвообразующие породы территории, расположенной у подножия Валдайской возвышенности на пути миграции элементов к основной депрессии северо-запада Приильменской низменности (Гагарина Э.И., Митинян Н.H., 1985).
Для оценки выноса соединений TM с поверхности водосборов в водоемы и через почвенную толщу в подземные воды рассчитываются коэффициенты:
1) аккумуляции - отношение содержания TM в отложениях прибрежной зоны прилежащих к рассматриваемым ландшафтам водоемов, к содержанию TM в породе;
2) водной миграции по Перельману (1975).
В отличие от большинства изучаемых элементов Cd не накапливается в прибрежных отложениях антропогенных ландшафтов по сравнению с естественным. Коэффициент аккумуляции его практически не изменяется.
В антропогенных ландшафтах миграционная способность Pb, Zn, Ni и Cu возрастает, наиболее сильно в хозяйствах овощеводческой специализации и под огородами индивидуальных хозяев. Так, под огородами обнаруживается максимальное накопление по сравнению с естественным меди и цинка (в 2,2 раза). Значительно увеличивается и содержание свинца. Накопление никеля происходит в меньшей степени.
Несколько иная закономерность содержания TM отмечена для грунтовых вод. Хотя наибольшее увеличение также приходится на содержание меди (в 6 раз), содержание никеля (в 4,8 раза) и цинка (в 2,8 раза). Содержание кадмия при этом в грунтовых водах под огородами удвоилось по сравнению с водами под лесом и полем.
Таким образом, наибольший вынос тяжелых металлов из почвы в грунтовые воды происходит под агробиоценозами повышенной интенсивности (под огородами), особенно в условиях ненормированного применения средств химизации, главным образом органических и минеральных удобрений.
Закрепление тяжелых металлов в почвах происходит при переходе их из раствора в процессе коагуляции частиц из суспензии. осаждения, адсорбции и диффузии в твердом состоянии (проникновение в кристаллическую решетку). Наиболее высокое поглощение тяжелых металлов (80-90%) происходит при нейтральной или слабощелочной реакции среды (pH около 7) на сорбентах с емкостью катионного обмена выше 24 мэкв/100 г почвы и содержащих 4% свободных карбонатов. По количеству поглощения всеми минералами и почвами тяжелые металлы составляют ряд: Pb>Cu>Zn>Cd. То есть, наименее прочно закрепляется в почве Cd (наибольшая миграционная способность). затем следует Zn и Cu; наиболее прочно удерживается Pb (миграционная способность свинца сильно ограничена и накопление его происходит в верхнем горизонте). Другим путем удаления тяжелых металлов из почвенного раствора является их переход в биологическую систему (корни растений, микроорганизмы и т.д.).
Применением удобрений и известкованием кислых почв можно влиять на токсичность тяжелых металлов и доступность их растениям. Так, органические удобрения (навоз, торф, ил) в оптимальных дозах снижали токсичность тяжелых металлов для растений. Подвижные формы свинца закреплялись при внесении в почву навоза (20 т/га) и суперфосфата (1,5 т/га), а меди - внесением в почву навоза (80 т/га) - (Хасбиуллина Р.Г. и др., 1991).
При внесении в почву доломитовой муки в первые 1-4 года снижалось содержание подвижных форм Mn, Cu, Co, В и повышалось содержание Mo. При внесении сланцевой золы возрастало в почве содержание подвижных Mo, Co, Mn. В (Панасин В.И., Широков В В.. 1987).
Природные воды являются растворами сложного химического состава, содержащими более 80 компонентов. В растворенном состоянии тяжелые металлы мигрируют в грунтовые воды суши в форме свободных ионов (5-90% аналитической концентрации), комплексов с неорганическими лигандами (ОН-, SO4в2-, CO2в2-, HCO3- и др.) - в пределах 3-28%. В комплексе с фульвокислотами и гуминовыми кислотами связано от 4 до 40% тяжелых металлов.
Многолетними исследованиями установлено, что концентрация тяжелых металлов в подземных водах разных генетических типов сильно варьирует в зависимости от принадлежности к гидродинамическим зонам гидролитосферы. Подземные воды отличаются многократно более высокой концентрацией тяжелых металлов, чем воды поверхностной гидросферы (Тютюнова Ф.И.. 1992).
В лизиметрических опытах с лесными почвами (Bergkvist В.О., 1987) водная миграция Fe, Cu, Pb, Cr и Al из верхнего горизонта в нижние была связана с миграцией водорастворимых органических веществ. Большая часть этих металлов осаждалась в верхней части В-горизонта, и только незначительная часть TM проникала в более глубокие слои. Концентрация TM в лизиметрических водах возрастала с увеличением кислотности почвы.
Лизиметрическими опытами показано, что с растворимыми органическими веществами наиболее прочно связываются Fe, Cu. Pb: менее прочно - Cr и Zn; слабая связь выявлена для Cd, Co, Mn, Ni (Orahn A. et al, 1985).
Результаты немногих лизиметрических опытов свидетельствуют о невысоких потерях тяжелых металлов при вымывании. Однако в первый период после внесения в почву воднорастворимых форм TM их потери вследствие вымывания могут быть высокими. Так, например, самый интенсивный вынос (Cu и Ni) отмечен в первые 10 суток опыта из слоя 0-10 см. Через 3 года опыта вынос TM из Aпах практически прекратился: они прочно удерживались в верхних почвенных слоях. Количество водорастворимых соединений Cu и Ni снизилось к этому времени до 2-4%.
В опытах с колонками из песчаной почвы вымывание Fe, Cu. Zn. Mn было очень низким: соответственно 4,6; 1,24:1,36 и 1,46%. (El - Hady О.А., 1986). С увеличением pH растворов содержание Cu и Zn при промывании почвенных колонок уменьшалось (Elliott H. et al. 1987).
B Калининградской ПИЦАС в течение трех лет исследовались потери микроэлементов из почвы вследствие их вымывания с дренажными водами (В.И. Панасин, 1995) на пашне и лугопастбищах угодьях. Результаты исследований показали, что потери и концентрация микроэлементов из пахотных почв в среднем примерно в 2 раза выше (табл. 90), что объяснятся интенсивным сельскохозяйственным использованием этих земель.

Общей уровень выноса микроэлементов дренажными водами относительно запаса их подвижных форм в профиле незначителен. На почвах пашни для бора, меди, марганца и кобальта он колебался от 0,032 до 0,085%, у молибдена составил 0,13% и у цинка 2%.
Наиболее высокое количество этих элементов поступают в мелиоративную сеть в зимний период - более 50%, а с мая по октябрь - не превышало 8% от годового количества.
Количественные параметры вымывания тяжелых металлов из различных экосистем приведены в таблице 91. Эти данные свидетельствуют о значительном варьировании (кроме цинка) потерь элементов при вымывании.

Соотношение потерь тяжелых металлов из почвы вследствие вымывания с инфильтрационными водами и отчуждение с выносом растениями может существенно различаться для отдельных элементов, что ярко иллюстрируют результаты лизиметрического опыта, проведенного в Польше М. Рушковской (табл. 92). Если для марганца потери вследствие выноса растениями были в 2 раза выше, чем при вымывании, то для меди и цинка в среднем в 5 раз ниже.

Поступление тяжелых металлов, из атмосферы по данным зарубежным исследований также значительно колеблется (табл 93). Однако общая закономерность прослеживается достаточно определенно, особенно для кадмия, свинца и цинка.

На Центральной опытной станции ВИУА (Московская область) в 1991-1994 гг. проведен лизиметрический опыт с целью изучения потерь Cd, Zn и Pb из корнеобитаемого слоя пахотных дерново-подзолистых почв и способов, снижающих миграцию этих элементов с инфильтрационными водами. Размеры лизиметров: глубина 0.5 м. площадь поверхности 0,25 м2. Дерново-подзолистая супесчаная и суглинистая почвы опыта имели соответственно следующую агрохимическую характеристику: рН-4.2 и 4,5: Нгидр. - 4,33 и 3,79 мэкв на 100 г почвы; P2O5 - 2,2 и 13,1; K2O - 6,3 и 11,7 мг на 100 г почвы; Ca - 1,9 и 7,5; Mg -0,4 и 2,8 мэкв на 100 г почвы. Содержание гумуса - 1,7 и 2,1%. В опыте выращивали зерновые, пропашные культуры и многолетние злаковые травы.
Минеральные удобрения вносили в виде NH4NO3 двойного гранулированного суперфосфата и хлористого калия. Почву опыта перед закладкой известковали магнезиальной известняковой мукой тонкого помола в соответствии со схемой по однократной и двойной гидролитической кислотности. Для создания загрязнения тяжелыми металлами вносили их соли: Cd(NO3)2 4Н2О; Pb(NO3)2 и ZnCl2 по 1 и 3 предельно допустимым концентрациям TM (табл. 94).

Анализ лизиметрических вод показал, что в год внесения в почву тяжелых металлов концентрация кадмия и цинка была более высокой на дерново-подзолистой супесчаной почве, а свинца - на тяжелосуглинистой (табл. 95). Известкование снижало содержание в лизиметрических водах в наибольшей степени цинка и свинца, а кадмия - только в водах из-под супесчаной почвы. Наиболее высокая концентрация кадмия (0,04 мг/л) была на супесчаной почве при внесении однократной дозы извести в сочетании с тяжелыми металлами. Удвоение дозы извести приводило и снижению концентрации кадмия и особенно цинка.

Через три года опыта концентрация кадмия и цинка в инфильтрационных водах из-под супесчаной почвы резко снизилось до следового количества. На суглинистой почве этот процесс был выражен менее четко. Концентрация свинца в лизиметрических водах в течение трех лет заметно снизилась на суглинистой почве и не во всех случаях - на супесчаной.
Следует отметить следующий факт: несмотря на то, что в почву были внесены высокие дозы тяжелых металлов в наиболее подвижной воднорастворимой форме, не установлено ни одного случая превышения ПДК Cd, Zn и Pb для питьевой воды. Лизиметрические воды по этим показателям соответствовали санитарно-гигиеническим нормам.
Таким образом, на концентрацию тяжелых металлов в инфильтрационных водах и количественные параметры их потерь вследствие их миграции из пахотного и корнеобитаемого слоев почвы влияет много факторов. Экспериментального материала, характеризующею миграционный процесс, накоплено к сожалению крайне недостаточно, что сдерживает разработку мероприятий для устранения загрязнения грунтовых вод тяжелыми металлами и не позволяет с высокой научной обоснованностью разрабатывать баланс тяжелых металлов в почве.
Количество TM, вымываемых с инфильтрационными водами. было выше в первый год опыта и снизилось в десятки раз к третьему году. Так, на дерново-подзорлистой супесчаной почве количество вымывшихся TM было по всем вариантам выше, чем на суглинистой. Наибольшее вымывание TM было по одинарному фону извести на супесчаной почве (г/га); Cd-79; Zn-8894; Pb-59, что составляло соответственно 0,3; 2,1 и 0,02% от внесенной дозы Двойная доза извести резко снизила подвижность TM, в результате чего по этим вариантам потери TM с инфиционными водами составили в первый год опыта (г/га): Cd-12: Zn-819. На свинце эта закономерность проявилась в незначительной степени (табл. 96).

Через три года потери TM по двум фонам извести на вариантах опыта выравнивались и почти сравнялись на дерново-подзолистых супесчаной и суглинистой почвах (г/га): 2-6 Cd; 6-62 Zn: 53-60 Рb, что составляло соответственно 0,01-0,06 Cd; 0,001-0,01 Zn; 0,07-0,02% Pb от внесенной дозы TM.
В условиях сельскохозяйственного производства при систематическом внесении избыточного количества осадков сточных вод имеет место загрязнение тяжелыми металлами не только пахотного слоя, но и нижележащих горизонтов почвы. Особенно сильно происходит миграция тяжелых металлов за пределы корнеобитаемого слоя на песчаных почвах под пропашными культурами. Это положение можно проиллюстрировать данными МОПИСХ по содержанию кадмия по профилю почвы до глубины 100 см на незагрязненном и загрязненном участках в Люберецком районе Московской области (табл. 97).

Приведенные в таблице 97 данные свидетельствуют о том, что на песчаной дерново-подзолистой почве миграция кадмия прослеживается до горизонта почвы 80-100 см включительно, превышая во всех слоях нормы ОДК (1994) на содержание кадмия в песчаных почвах. Приведенные материалы свидетельствуют о реальной опасности загрязнения тяжелыми металлами грунтовых вод на почвах с высоким содержанием токсичных элементов. Следовательно, почва может выполнять роль "депо" в отношении тяжелых металлов только до определенного предела.