Биогенные элементы, улучшающие питание растений, приводят в конечном счете к повышению урожаев и улучшению качества продукции.
Повышается содержание белков в зерне пшеницы, улучшаются ее хлебопекарные качества, повышается содержание сахара в корнях сахарной свеклы, крахмала в клубнях картофеля, жиров в семенах масличных культур, витаминов в овощах и т. д. Особый интерес с точки зрения качества растениеводческой продукции представляет количество белков и их аминокислотный состав. Это связано с тем, что организм животных и человека не способен синтезировать аминокислоты из простых неорганических соединений. Животные могут синтезировать лишь аланин, аргинин, аспарагин, глутамин, гистидин, глицин, серин, тирозин, циатин и две аминокислоты — пролин и оксипролин. Синтезируемые животными аминокислоты считаются заменимыми.
Растения и автотрофные микроорганизмы способны синтезировать все входящие в их состав аминокислоты. Лизин, метионин, треонин, триптофан, фенилаланин, лейцин, валин, изолейцин — незаменимые аминокислоты. Они необходимы для человека и животных. Аминокислоты занимают центральное место в обмене азотистых соединений в животном организме, растениях и микроорганизмах, поскольку служат источником образования белков, гормонов, ферментов и многих других сложных органических соединений. Источником аминокислот для человека является продукция растениеводства и животноводства. Печень человека способна путем трансаминирования превращать одну аминокислоту в другую. Но эта способность ограниченна, поскольку целый ряд аминокислот не могут синтезироваться в животном организме и должны поступать извне. Только при этом условии в организме может сохраняться азотное равновесие. По аминокислотному составу судят о биологической ценности белков, определяющей эффективность использования азотной пищи для поддержания азотистого равновесия.
Вопрос получения высокого урожая полноценной по качеству продукции очень сложный. Часто основное внимание уделяется получению большего количества продукции. Однако условия выращивания культуры, в том числе и режим питания, не всегда идентичны для получения высокого урожая и одновременно с хорошим качеством продукции. Высокие урожаи — это не синоним высокого содержания элементов питания. В урожае с хорошо удобренных делянок может меньше содержаться некоторых важных элементов, чем в урожае с малоплодородных делянок. Чтобы этого не случилось, важно знать, какого качества должна быть продукция и как оптимизировать в связи с этим питание растений. В последние годы этому вопросу уделяется большое внимание и в нашей стране, и за рубежом.
В решении проблемы качества продукции важную роль играют минеральные и органические удобрения. При разработке системы удобрения в севообороте или под отдельные культуры важно учитывать специфику действия отдельных питательных элементов, их оптимальных соотношений, сроков и способов внесения удобрений на качество растительной продукции. В зависимости от оптимизации питания растений и технологии применения удобрений последние могут оказывать как положительное, так и отрицательное действие на качество продукции. В некоторых случаях отрицательное действие их объясняется недостатком отдельных питательных элементов в среде, а также сложным взаимодействием их в процессе питания растений. Так, избыток кальция в карбонатных почвах снижает доступность цинка, меди, марганца и других элементов, что вызывает хлороз растений и другие отрицательные последствия.
При правильном применении минеральных и органических удобрений качество сельскохозяйственной продукции значительно возрастает: улучшаются химический состав, питательная ценность, а также технологические ее свойства. Качество растительной продукции по сбалансированности макро — и микроэлементов в значительной мере отражает условия выращивания растений. Задача же правильной системы удобрения — приблизить условия питания растений к оптимальным, чтобы получить потенциально возможный урожай высокого качества.
Важно оптимизировать химический состав сельскохозяйственной продукции прежде всего применением удобрений, поскольку все минеральные макро — и микроэлементы выполняют определенные функции в живом организме и они являются постоянными его составными частями. Так, в организме человека содержится около 1,2 кг кальция, 170—180 г калия, 250 г натрия, 25 г магния, 4 г железа и т. д. Недостаток или избыток тех или иных элементов может вызвать функциональные болезни, различные негативные последствия. Не случайно, например, с целью профилактики заболевания человека зобом в настоящее время к поваренной соли добавляют соединения йода. Во избежание кариеса зубов во многих странах проводится фторирование воды до содержания фтора 1 мг/л. В то же время известны случаи отравления фтором при содержании его 10 мг/л.
Нельзя не обратить внимание на то обстоятельство, что во многих опытах по изучению качества сельскохозяйственной продукции исследователи заведомо ставят растение в условия, при которых неизбежно ухудшается качество урожая, например при одностороннем изучении высоких доз какого-либо элемента или без учета плодородия и погодных условий и т. д. В этом случае резко изменяется качество урожая по сравнению с условиями оптимального питания растений. Задача же правильной системы удобрения состоит в том, чтобы создать оптимальные условия питания растений и реализовать потенциальные их возможности, повышая количество питательных элементов в среде и улучшая их соотношение.
Нарушение научных основ системы удобрения может привести к существенному ухудшению качества урожая, и биогенные элементы могут стать токсичными. Это относится как к макро — так и к микроэлементам. Некоторые элементы, содержащиеся в удобрениях (хлор, натрий и др.), являются балластными лишь относительно, так как в ряде случаев они бывают полезными для растений и оказывают положительное влияние на их рост, урожай и качество продукции.
В последние годы все большее внимание уделяется негативным показателям качества сельскохозяйственной продукции, в том числе и накоплению в ней тяжелых металлов, нитратов, нитрозосоединений. К тяжелым металлам относят элементы (металлы), плотность которых превышает 6 г/см3 (цинк, марганец, хром, свинец, никель, кадмий, медь, ртуть и др.). Цинк, медь и марганец являются микроэлементами, необходимыми для жизнедеятельности растений. Наиболее токсичными являются ртуть, мышьяк, кадмий и свинец; роль хрома и никеля в физиологических и биохимических процессах живых организмов изучена недостаточно. Такое деление весьма относительно, так как все необходимые элементы в повышенных дозах становятся токсичными, а некоторые токсические металлы в ультрамикроколичествах могут быть полезны для растений.
Повышенное количество тяжелых металлов в почве ингибирует процесс нитрификации, снижает фиксацию молекулярного азота бобовыми культурами, подавляет активность уреазы, фосфатаз и общую биологическую активность почвы. А это может существенно влиять на метаболизм в растениях, а следовательно, и на качество урожая.
В почве и растениях существует сложное взаимовлияние между макро — и микроэлементами. Это обусловлено плодородием и свойствами почвы, концентрацией элементов, формами минеральных удобрений, биологическими особенностями растений и т. д. Например, известкование снижает токсичность кадмия, свинца, ртути, но и уменьшает доступность таких микроэлементов, как цинк, медь, кобальт и др. Существуют и другие сложные взаимодействия между элементами и их влиянием на культурные растения.
Интересный опыт проведен в Нидерландах по определению токсичного уровня цинка в почвах на примере кукурузы и пшеницы. На фоне N120P60K60 вносили цинк (ZnSO4) под кукурузу в дозе 6,25—800 мг/кг почвы, отличающейся недостаточностью этого элемента (0,32 мг/кг). На пшенице изучали последействие цинка. На растениях кукурузы отмечена следующая закономерность действия цинка. С повышением его содержания в почве до 3,3 мг/кг выход сухого вещества существенно возрастал, затем оставался постоянным до концентрации 11 мг/кг. Дальнейшее повышение цинка в почве снижало урожай, при 15,9 мг/кг рост кукурузы затормаживался, а при 97 и 109 мг/кг наблюдались симптомы токсичности. Токсичный уровень содержания цинка в растениях кукурузы — 81 мг/кг. Критический же уровень содержания цинка в растениях кукурузы, свидетельствующий о его недостаточности, был 18,2 мг/кг. Пшеница была более чувствительна к цинку. Уже при содержании цинка в почве 7 мг/кг почвы и выше урожай зерна и соломы пшеницы значительно снижался. Токсичная концентрация цинка в зерне и соломе составила 66 мг/кг.
Применение высоких доз минеральных и органических удобрений, осадков сточных вод и других отходов может привести к повышенному содержанию нитратов в грунтовых водах, к накоплению балластных, в том числе токсичных, элементов, которые существенно ухудшают свойства почвы, снижают ее плодородие и как следствие — продуктивность сельскохозяйственных культур и качество урожая.
Химической лабораторией Украинской станции орошения сточными водами установлено, что в сточных водах химического комбината содержится в 5,3 раза больше нитратных соединений, в 10 раз больше соединений аммиачного азота, в 4,6 раза сульфатов, в 5,4 раза хлоридов, в 2,8 раза ионов натрия, чем в речной воде. Результаты исследования зерна кукурузы показали, что содержание нитратов в кукурузе с участков, орошаемых сточными водами, было в 1,3 раза больше, чем в образцах, полученных при орошении речной водой. Скармливание этого зерна кукурузы подопытным животным (белым крысам) уже с трехмесячного возраста приводило к снижению массы тела в 1,3 раза по сравнению с крысами, которым давали зерно кукурузы с участка, орошаемого речной водой. Снижалось также содержание общего белка в сыворотке крови подопытных животных вследствие торможения интенсивности синтетических процессов, в 1,4 раза возрастало содержание гликогена.
Исследования, выполненные Институтом агрохимии и почвоведения АН СССР и другими научными учреждениями, показали, что урожай ячменя на серых лесных почвах экспериментальной полевой станции в Пущине при орошении сточными водами был на 5—9 ц/га, пшеницы в среднем на 14 ц, а зеленой массы кукурузы на 90 ц/га больше, чем при поливах обычной речной водой. На Волжском опорном пункте объединения «Прогресс» близ Волгограда урожайность яровой и озимой пшеницы по сравнению с неполивными условиями возросла с 12—19 до 34—56 ц/га, то есть в 3 раза, а сена суданской травы и люцерны — с 15—19 до 112—142 ц/га, или в 7 раз. Исследования Ростовского медицинского института показали, что зерно, корма и другая продукция, выращенная на поливных участках с использованием сточных вод, отвечала санитарным нормам. Это объясняется тем, что сточные воды были благополучными в отношении содержания токсичных примесей.
В. А. Касатиков и С. М. Касатикова (1980) приводят химический состав термически высушенных осадков сточных вод орехово-зуевских очистных сооружений Московской области. В состав минеральной части их входит до 0,1% хрома, цинка, марганца, стронция. 0,06% свинца и кадмия, 11—14% Fe2O3, Аl2O3, SiO2, MgO. Зольность осадка 37—38%, содержание хлора 0,5—0,6%. При норме 60 т/га прибавка урожая зерна от их внесения составила в среднем за 3 года 15,3 ц/га, а картофеля при норме 30 т/га — 24 ц/га. Последействие осадка в норме 60 т/га, внесенного под озимую пшеницу, обеспечило прибавку урожая зерна ячменя 10,7 ц/га, а 30 т/га под картофель — 7,2 ц/га.
Опыты, проведенные в ФРГ, показали, что на участках, где длительное время вносили сточные воды при норме 1400 мм/га, компост из мусора в дозе 480 м3/га и шлам из отстойников — 3050 м3/га, кадмия в почве содержалось 12,5—20,6 мг/кг, на неудобренных участках — лишь 1 мг/кг. Концентрация мышьяка на глубине 23—26 см повысилась с 1,75 до 4,12 мг/кг, а селена в верхних слоях почвы — с 0,42 до 1,05 мг/кг.
Норма внесения сухого вещества в год 5 т/га. За 10 лет было внесено соответственно (в кг/га): цинка 100 и 300, меди 18 и 41, кадмия 0,68, и 2,4, свинца 12 и 20, хрома 9 и 68. Содержание металлов в почве через 10 лет составило (в мг/кг): цинка 125, меди 37, свинца 53, хрома 3; расчетное увеличение содержания кадмия 0,1—0,5 мг/кг. Следовательно, внесение в течение 10 лет в суглинистую почву осадка в норме 5 т/га сухого вещества в год не привело (несмотря на высокое содержание тяжелых металлов) к их опасному накоплению в почве. Общее содержание исследованных металлов было на уровне, значительно более низком, чем установленное Kloke (1974) ориентировочное допустимое содержание этих металлов в культурных почвах.
L. Е. Sommers et аl. (1979) показали, что все изученные почвы удерживали медь, цинк, кадмий, свинец и никель, вносившиеся с осадками сточных вод (при норме 22,4 т/га); значительного выщелачивания в почву ниже слоя 0—7,5 см не отмечалось. Вид осадка и тип почвы не влиял на движение металлов вниз по профилю. С повышением нормы осадка до 90 т/га наблюдалось некоторое выщелачивание металлов в слои почвы 7,5—15 см. Накопление тяжелых металлов в почве отрицательно влияет на ее плодородие, микробиологическую деятельность, рост и развитие растении, а также на качество растениеводческой продукции. Поэтому в научном и практическом аспекте большой интерес представляют исследования по определению форм нахождения тяжелых металлов в почве, их трансформации, путей минерализации, размеров выноса из почвы и поступления в продукты питания и корма. С тяжелыми металлами комплексных исследований в цепи почва — растение — животное — человек не проводилось.
Между тем большое внимание сейчас уделяется изучению ПДК тяжелых металлов в почве, в удобрениях, в кормах животных, в продуктах питания человека, а также определению факторов, усиливающих и снижающих поглощение токсических веществ растениями и т. д. По этим вопросам получены интересные данные. Так, ориентировочные предельно допустимые концентрации валового содержания свинца, цинка и кадмия в почвах, не вызывающего повреждения растений, по Kloke (1974), установлены соответственно около 2000, около 500 и около 50 мг/кг. Если в почве присутствуют все эти три тяжелых металла, то сумма концентраций не должна превышать 2000 мг/кг.
По данным Kloke (1971), различные виды суперфосфата (в зависимости от сырья) содержат кадмия 1 — 170 мг/кг. При внесении этого удобрения в дозах 22—44 кг/га в почву поступает кадмия 0,3—0,5 г/га. Это может привести к увеличению содержания кадмия в почве до 0,016 мг/кг, а ПДК его, по Kloke, — 1—5 мг/кг.
В зависимости от местонахождения поля, культуры, интенсивности применения удобрений и различных отходов промышленности на удобрения, удаленности от индустриальных объектов, загрязняющих почву, содержание тяжелых металлов в почве и в выращиваемых на ней растений различно. Катре приводит природное содержание тяжелых металлов в почвах и растениях.
G. Cropmann исследовал 213 проб кормового зерна и 45 проб побочных продуктов помола. Среднее содержание свинца в кормовом зерне составило 0,58 мг/кг, кадмия 0,07 мг/кг (среднее из 84 проб, в 62% проб элемент не обнаружен). В побочных продуктах помола среднее содержание свинца составило 0,70 мг/кг, кадмия 0,06 мг/кг. Самое высокое среднее содержание свинца (0,79 мг/кг) найдено в зерне пшеницы. Из побочных продуктов самое высокое содержание свинца (1 мг/кг) обнаружено в отрубях. В 7 пробах кормового зерна (из 84) содержание кадмия превышало 0,1 мг/кг. Допустимое содержание свинца в отдельных (несмешанных) кормах — 10 мг/кг, на практике же содержание свинца в кормах свиней и птиц не превышает 5 мг/кг. Допустимое содержание кадмия в смешанных кормах промышленного приготовления — 0,5—1 мг/кг.
В настоящее время распространено мнение, что широко используемые различные виды органических удобрении и осадков сточных вод могут снижать качество сельскохозяйственной продукции вследствие избыточного накопления нитратов и токсических элементов в почве. В связи с этим во многих странах большое внимание уделяется контролю за использованием этих удобрений, особенно осадков сточных вод.
В ФРГ были проведены исследования по влиянию различных доз свиного навоза на содержание нитратов, аммония и фосфора в почве и в грунтовых водах. Опыты были поставлены на двух почвах: дерновой мощностью 40—50 см (ниже 3 м — рыхлый светло-серый мягкий песок) и глеево-подзолистой (0—30 см — темно-серый гумусированный рыхлый мягкий песок, 30—55 см — бурый, слабогумусированный плотный мелкий песок, 55—155 см — серый с железистыми конкрециями мелкий рыхлый песок, 200—300 см — песок, содержащий глину). На первой почве нормы свиного навоза — 50 и 150 м3/га, на второй — 30, 60 и 100 м3/га.
Содержание нитратов в грунтовых водах особенно резко повышалось при внесении 150 м3/га свиного навоза. Среднее содержание аммиачного азота в грунтовой воде на дерновой почве — 0,2—0,6 мг/л, на глеево-подзолистой — 0,5—1,3 мг/л. Содержание аммиачного азота в грунтовых водах свиной навоз по сравнению с минеральными удобрениями не повышал. Среднее содержание фосфора по вариантам колебалось от 0,1 до 0,6 мг/л. Такие же концентрации фосфора найдены и в грунтовых водах на неудобренных почвах. Навоз не повышал содержания фосфора и по сравнению с минеральными удобрениями.
Из данных этого опыта видно, что на содержание нитратной и аммиачной форм азота, а также фосфора влияла структура почвы. Так, на дерновой почве с более мощным гумусовым слоем содержание нитратов было больше, аммиачного азота и фосфора меньше, чем на глеево-подзолистой почве с менее мощным слоем гумуса. Все это подтверждает необходимость дифференцированного подхода к использованию различных видов навоза под сельскохозяйственные культуры с учетом конкретных условий их выращивания, свойств почв и химического состава применяемого навоза в зависимости от рационов кормления скота, способов уборки экскрементов, обеззараживания, дезодорации и хранения.
Важно знать содержание азота, фосфора, калия, микроэлементов в навозе, а также отношение углерода к азоту и т. д. Весьма актуально дальнейшее изучение доз, способов и сроков внесения бесподстилочного навоза на урожай и качество продукции разных культур, а также эффективности круглогодового использования бесподстилочного навоза.
Требуют также расширения и углубления исследования по систематическому использованию высоких доз бесподстилочного навоза, сочетанию его с соломой и минеральными удобрениями, действию этого удобрения на плодородие и свойства почвы, накопление в ней тяжелых металлов, образование гумуса и процессы его минерализации, миграцию элементов питания растений по профилю почвы, загрязнение грунтовых вод нитратами и солями тяжелых металлов.
Жидкий навоз содержит значительное количество патогенных микроорганизмов. При анаэробном его разложении образуются вредные газы (сероводород, аммиак и др.), а также жирные кислоты, амины и другие соединения с неприятным запахом. Поэтому при отсутствии должного контроля за его хранением и использованием создается реальная опасность распространения инфекционных заболеваний, а также загрязнения окружающей среды. Предельно допустимые нормы внесения жидкого навоза зависят от свойств и плодородия почвы, химического состава навоза, выноса питательных элементов культурами и других факторов. Если культурами выносится меньше элементов питания, чем вносится с удобрениями, то они в большей мере вымываются из почвы, загрязняя грунтовые воды. Кроме того, высокая концентрация солей, особенно в засушливые годы, может снижать урожай культур.
В многолетнем стационарном опыте в плодосменном кормовом севообороте на дерново-подзолистой тяжелосуглинистой почве Центральной опытной станции ВИУА длительно изучалось влияние ежегодного внесения высоких доз бесподстилочного навоза на урожай, его качество и свойства почвы. Под кукурузу вносили пять возрастающих доз, содержащих азота соответственно 160, 320, 480, 640 и 800 кг/га. Опыты показали, что первая и вторая дозы обеспечивали высокие прибавки урожая зеленой массы кукурузы; следующие дозы не вызывали существенного повышения урожая и оказались неоправданными. К тому же они ухудшали качество корма из-за большого содержания в нем нитратов.
В США рекомендуется вносить такое количество навоза в основном приеме, которое обеспечивает ежегодное поступление в почву азота 112 кг/га. В штате Иллинойс предельными нормами ежегодного внесения жидкого навоза считают: крупного рогатого скота 50—70 т/га, свиного 25—37, птичьего помета 10—20 т/га.
При внесении жидкого навоза с поливной водой важно определять предельную ее норму, чтобы не было переувлажнения почвы, поверхностного стока, загрязнения навозом воды или инфильтрации избыточного количества нитратов в грунтовые воды. Оптимальной нормой поливной воды считается 50 мм. При внесении 370—750 мм жидкости при фильтрации через почву задерживается 79—93% органических соединений углерода, 90—97% общего фосфора и 48—67% общего азота. При более низких нормах обеспечивается более полное поглощение компонентов почвой и меньшее загрязнение дренажных вод.
Большое значение имеют оптимальные сроки внесения бесподстилочного навоза. В основных земледельческих районах нашей страны почти на всех почвах, за исключением песчаных и супесчаных, а также в районах избыточного увлажнения под яровые культуры наиболее эффективно осеннее внесение навоза под зяблевую вспашку. В связи с напряженностью осенних сельскохозяйственных работ, связанных с уборкой урожая, многие хозяйства вносят его весной. А это требует больших капиталовложений на строительство емкостей для хранения навоза зимой. Кроме того, внесение бесподстилочного навоза весной сопряжено с рядом организационных и агротехнических трудностей. Внесение его цистернами-разбрасывателями приводит к сильному уплотнению почвы, задержке весенне-полевых работ, а следовательно, и к снижению эффективности.
Многочисленные отечественные и зарубежные опыты показывают, что хотя зимнее внесение бесподстилочного навоза по действию уступает осеннему и весеннему, однако его можно рекомендовать на крупных животноводческих комплексах. Вносить его целесообразно при снежном покрове до 20 см и температуре воздуха до 10 °С. Этот прием недопустим на затопляемых участках, на склонах, где возможен смыв его талыми водами.
В ГДР с санитарно-гигиенической точки зрения высокие дозы жидкого навоза вносят под вспашку, но с соблюдением условий, предотвращающих отрицательное влияние на величину и качество урожая, а также загрязнение грунтовых вод. При поверхностном внесении жидкого навоза подкормки кормовой и сахарной свеклы, парозанимающих и кормовых культур проводят не позже чем за 28 дней до уборки, продовольственного картофеля и зерновых культур — не позже фазы цветения, сенокосов и пастбищ — не позже чем через 7 дней после скашивания или стравливания. Не рекомендуется проводить подкормку жидким навозом овощей, низкоствольных плодовых деревьев, кустарников и ягодников.
Многочисленные исследования проводятся и по эффективному использованию в земледелии различных бытовых и других сточных вод.
В техническом бюллетене Агентства по охране окружающей среды США даны сведения о предельных концентрациях тяжелых металлов, не вызывающих негативного действия на растение и почву. Так, при условии непрерывного использования сточных вод на почвах всех типов концентрация кадмия не должна превышать 0,01 мг/л, хрома — 0,1, меди — 0,2, свинца — 5, никеля — 0,2, цинка — 2 мг/л.
В незагрязненных пахотных почвах юго-восточных районов Шотландии содержание кадмия не допускается выше 0,1 мг/кг. Удобрение осадком, содержащим доступного кадмия 5 мг/кг, даже в дозе 25 т/га может повысить уровень доступного кадмия в почве на 50%, более 5 мг/кг опасно с точки зрения экологии.
Интенсивность загрязнения почвы микроэлементами в результате применения осадка сточных вод можно видеть и из другого опыта, проведенного в Шотландии. На 1 га пашни вносили 150 т осадков сточных вод, затем в течение 3 лет определяли содержание микроэлементов в почве. Образцы отбирали через каждые б месяцев. Результаты этих исследовании показали, что в течение трех лет уровень загрязнения почвы микроэлементами практически не снижался.
Можно привести и другой пример. На опытной станции университета штата Миннесота (Сан-Паул) в четырехлетиях опытах изучали влияние различных доз осадка сточных вод (112, 225 и 450 т/га) на урожай и поглощение микроэлементов фасолью. Урожай увеличивался пропорционально дозам вносимых удобрений. Такой же зависимости от доз удобрений подчинялось и накопление меди и цинка в съедобной части растений. Однако при достижении определенного уровня содержание этих элементов не менялось независимо от дальнейшего повышения доз удобрений. Максимальная концентрация меди в съедобной части фасоли составила 12 мг/кг, цинка — до 22 мг/кг. Подобным же образом изменялась и концентрация этих тяжелых металлов в листьях растений. Наивысшей она была соответственно 12 и 120 мг/кг. Содержание весьма токсичного кадмия не превышало 0,1 мг/кг съедобных частей растений независимо от доз удобрений.
При выращивании растений на почвах с повышенным содержанием тяжелых металлов и других микроэлементов они обычно накапливаются в вегетативных частях растений; в генеративных органах содержание их повышается в значительно меньшей мере. Это подтверждается многими исследованиями. Например, в США были проведены полевые опыты с внесением под сою прокомпостированного осадка сточных вод в дозах 25, 50, 100 и 200 т/га. Кроме того, отдельно вносили соли цинка и хрома в количествах эквивалентных их внесению с 50 т/га осадков сточных вод.
Применение осадка сточных вод мало влияло на урожай зерна сои и содержание в растениях азота. Масса клубеньков на корнях уменьшалась с увеличением доз осадка, что находилось в соответствии с количеством внесенного азота. Изменялась и концентрация макро — и микроэлементов в растениях, но по-разному в зерне и вегетативных частях сои. Так, если общее поглощение кадмия растениями возрастало на 113% по сравнению с контролем, то накопление кадмия в зерне увеличивалось на 33%. Общее поглощение хрома соей увеличивалось на 25% по сравнению с контролем, а содержание его в зерне не изменялось. Результаты этих исследований показывают, что большая часть кадмия и хрома находилась в вегетативных органах сои — в листьях, стеблях, створках стручков.
Соли металлов вносили отдельно и в комбинациях. Выявлено взаимовлияние элементов на поступление их в вегетативные части и в зерно. Так, при комбинации цинк — кадмий — медь присутствие кадмия стимулировало накопление цинка в листьях сон, а присутствие меди уменьшало концентрацию как цинка, так и кадмия. Опыты не выявили существенных различий в концентрации цинка в зерне при внесении одного цинка и в указанных комбинациях элементов. Накопление же кадмия в зерне при совместном внесении солей цинка и кадмия было меньше, чем при внесении одних солей кадмия.
Важно отметить и другое. В содержании цинка, меди и хрома в зерне не было различий в зависимости от того, поступали они с осадками сточных вод или с солями. При внесении же кадмия с солями этого элемента в зерне было примерно в 1,5 раза больше, чем при внесении с осадком (соответственно 0,18 и 0.11 мг/г).
Концентрация цинка в вегетативных частях с увеличением доз осадка возросла до 331 мг/г. Максимальная концентрация в зерне была 69 мг/г. Кадмий и цинк концентрировались также в листовой части сои. Содержание в листьях кадмия достигало 1 мг/г, в зерне же этого элемента содержалось не более 0,15 мг/г. Стебли по концентрации кадмия занимали промежуточное положение. То же можно отметить и в отношении меди. С увеличением доз осадка концентрация этого элемента в листьях соответственно возрастала, а в других частях растений не изменялась. Последействие осадка сточных вод на накопление этих элементов в листьях и зерне сои было аналогичным.
Известно, что такие тяжелые металлы, как свинец, кадмий и ртуть, занимают особое место среди загрязнителей, так как их соединения довольно устойчивы и сохраняют токсические свойства в течение длительного времени. И. И. Скрипниченко и Б. Н. Золотарева показали, что до определенной концентрации свинца в почвенном растворе растение регулирует поступление тяжелых металлов в надземную часть. При более высоких концентрациях (более 200 мг/л) защитные механизмы растений не могут препятствовать поступлению тяжелых металлов в надземную часть. В то же время независимо от доз токсиканта в питательном растворе содержание его в зерне было постоянным и минимальным — 0,02—0,004% от внесенного количества, в корнях и стебле соответственно 21 и 1,2%. Характер распределения свинца в биомассе растений (корни → надземная часть → зерно) свидетельствует о наличии по крайней мере трех защитных механизмов (барьеров): на границе почва — корень, корень — стебель, стебель — зерно.
Опыты на разных почвах показали, что даже при стократном превышении природного содержания ртути в почве (10 мг/кг) яровая пшеница (сорт Svenno) поглощала лишь незначительные ее количества — 0,1 —10 мкг/кг, что намного ниже ПДК (0,05 мг/кг).
Корневая система обладает защитной функцией, тормозящей продвижение токсических ионов в фотосинтезирующие органы растения. При загрязнении чернозема выщелоченного среднесуглинистого свинца и кадмия в растение поступает гораздо меньше, чем из почв, бедных гумусом и илом (дерново-подзолистая супесчаная). Эти токсичные элементы в наибольших количествах накапливались в корнях пшеницы, меньше в листьях и еще меньше в зерне.
При усилении загрязнения почвы свинцом и кадмием их поступление в растение возрастает, но закономерность накопления от корней к зерну сохраняется. Исследования показали, что накопление в почве свинца, не превышающее 100 мг/кг, мало отражается на величине урожая пшеницы, а содержание его в листьях пшеницы в фазу кущения (4—5 мг/кг сухой массы) соответствует ПДК в том случае, если пшеница выращивается на зерно. Дозы кадмия 0,5—1 мг/кг почвы на выщелоченном среднесуглинистом черноземе не оказывали отрицательного влияния на рост и развитие пшеницы. На дерново-подзолистой почве лишь высокие дозы кадмия (10 и 20 мг/кг) почвы заметно снижали урожай пшеницы.
В опытах элементы-загрязнители характеризовались разной степенью проникания в растения. Так, кадмий по сравнению со свинцом относительно меньше поглощался почвой, легко проникал в листья и семена яровой пшеницы, т. е. подвижность кадмия в системе почва — растение была выше, чем свинца. Кадмий примерно в 10 раз токсичнее свинца. Токсичность этих элементов на яровой пшенице сильно возрастала на дерново-подзолистой почве по сравнению с выщелоченным черноземом.
Исследования А. И. Обухова и др. (1980) подтвердили, что учет свойств почв — непременное условие при установлении ПДК тяжелых металлов. Так, на дерново-подзолистых неокультуренных почвах дозы свинца 125—250 мг/кг заметно снижали рост ячменя, а на окультуренных почвах угнетение роста ячменя начиналось с дозы 1000 мг/кг, на черноземах и торфяно-глеевых почвах ячмень рос хорошо и практически не реагировал на внесение свинца. При внесении кадмия на дерново-подзолистой неокультуренной почве признаки угнетения роста ячменя появились при дозе 10 мг/кг, на дерново-подзолистой окультуренной—только при дозах 50 и 100 мг/кг, а на черноземе и торфяно-глеевой почве признаки угнетения роста ячменя в зависимости от доз внесения кадмия практически отсутствовали, и только при дозе 100 мг/кг на черноземе наблюдалось слабое отставание в росте. Это сказалось и на урожае ячменя. На дерново-подзолистых почвах резкое снижение урожая (соломы и зерна) ячменя отмечалось при внесении кадмия в дозе 20 мг/кг, а свинца 1000 мг/кг. На черноземе же и торфяно-глеевой почве только очень высокие дозы тяжелых металлов (свинца 2000—3000 мг/кг, кадмия 100 мг/кг) заметно снизили урожай зерна ячменя.
По данным исследований США и Канады, в организм человека с продуктами питания ежесуточно поступает 23—150 мкг кадмия при допустимой (ФАО) дозе 70 мкг. В настоящее время объединенный комитет ФАО (ВОЗ), проанализировав многочисленные данные исследований, в качестве временно толерантной нормы предложил 400—500 мкг на человека в неделю.
Как уже указывалось, кадмий является составной частью удобрений — фосфоритной руды и суперфосфата. Большая часть фосфоритов содержит кадмий в пределах 5—100 мг/кг, большая часть его или полностью он переходит в удобрения.
По данным опытов, концентрация кадмия в удобрениях, применяемых в штате Висконсин (США), находится в пределах 1,5—9,7 мг/кг (в среднем 4,3 мг/кг). Ежегодно с минеральными удобрениями там вносится в почву ~2150 кг этого элемента. По данным D. Swaine (1962), содержание кадмия в суперфосфате, производимом в Австралии, достигает 170 мг/кг (в среднем 38—48 мг/кг).
По данным К. W. Lee и D. R. Keeney (1975), более 80% кадмия, внесенного с фосфорными удобрениями при обычной агротехнике удерживается в катионообменной форме в окультуренных слоях почвы, за исключением кварцевого песка, где теряется около 50% кадмия. Применение простого суперфосфата в дозе 2500 кг/га на некоторых красноземах с высокой способностью фиксировать фосфор повышало содержание общего кадмия в 10 раз, кислоторастворимого — в 4—12 раз.
Другой значительный источник поступления кадмия в почву — осадок городских сточных вод. По данным Bingham et al. (1975), содержание кадмия в сухом остатке сточных вод в США находится в пределах 1—1,5 мг/кг. Высокое содержание кадмия в осадке (5—54 мг/кг) отмечено в Дании. При высоких нормах расхода осадка сточных вод кадмия в почве накапливается больше, чем при внесении удобрений. По данным К. W. Lee и D. R. Keeney (1975), при ежегодном внесении удобрений в дозе 2150 кг/га и осадка 1700 кг/га концентрация кадмия в почве составляет соответственно 0,001 и 0,18 мг/кг. Чтобы уравнять разовое внесение осадка 9 м3/га по содержанию кадмия, фосфорные удобрения потребуется вносить в течение 186 лет.
В Швеции ПДК для внесения кадмия в почву — 4 г/га в год (содержание кадмия в пахотном слое почвы 0,55 кг/га). Если исходить из этой нормы, содержание кадмия в фосфорных удобрениях не должно превышать 8 мкг/г, а в осадке сточных вод — 4 мкг/г. Если вносить больше, к примеру 20 т/га в год, то увеличение составит 16 г, или 34%, и за 35 лет содержание кадмия в почве удвоится. В этой стране изучали накопление кадмия в почве при внесении навоза. Содержание кадмия в навозе в среднем составляет 0,4 мг/кг сухой массы. При норме расхода сухого вещества с навозом до 5 т/га ежегодно кадмия вносится 1—4 г/га, или 1% от содержания общего кадмия в верхнем слое почв (550 г/га). При таком уровне поступления риск накопления кадмия в почве из навоза незначительный.
Другим весьма токсичным элементом является ртуть. Содержание ртути в различных образцах растений колеблется от 1∙10-7 до n—10-3% в пересчете на сухую массу. Ртуть в растениях накапливается главным образом в корнях, стеблях и соломе. В корнях может содержаться до 95% всей ртути в растениях. Согласно санитарным нормам, содержание ее в пищевых продуктах растительного происхождения безопасно в том случае, если в почве ее содержится не больше 2,5 мг/кг.
ПДК ртути в растительных продуктах следующая: в Великобритании — 0,1 мг/кг, в Дании — 0,05, в Австрии, Бельгии, Голландии — 0,03 мг/кг; в СССР и ФРГ совершенно не допускается присутствие ртути в продуктах растениеводства. Объединенный комитет ФАО (ВОЗ) установил ПДК ртути в продуктах растениеводства не выше 0,02—0,05 мг/кг.
Источниками поступления ртути в почву и растения являются минеральные удобрения, сточные воды, различные пестициды.
В сырье для удобрений содержится следующее количество ртути (в мг/кг): в фосфоритах Польши <10, США— 10—1000, Японии — 0,007—0,036, в калиевых и натриевых солевых отложениях Польши <10, в известняке Восточной Германии 0,028—0,100, Норвегии — 0,7.
Большая часть удобрении содержит ртути < 1 мг/кг. В удобрениях, производимых в Швеции, ртути содержится 0,005—0,230 мг/кг, в суперфосфатах Австралии — <1 мг/кг. Содержание ртути в осадке сточных вод в США, Канаде, Швеции, Англии, Уэльсе находится в пределах 0,1—56 мг/кг сухой массы (в среднем 5 мг/кг), в отдельных случаях (в Швеции) достигает 120 мг/кг.
В полевых опытах в Швеции изучали накопление ртути в почве и растениях при длительном применении осадка сточных вод с содержанием ее 11,5 и 7,6 мг/кг сухой массы при средней норме внесения осадка 7 т/га в год (всего за время исследования внесли — 120 т/га). За период исследования содержание в почве ртути, растворимой в HNO3, увеличилось в 15 раз и значительно превышало содержание ртути в почве при внесении того же количества органического вещества в форме навоза: соответственно 0,75±0,06 и 0,047±0,004 мг/кг почвы. По мнению авторов, длительное использование осадка сточных вод допустимо лишь в случае, если содержание ртути в нем будет приведено в соответствие с ее уровнем в навозе (среднее содержание ртути в подстилочном навозе в Швеции 0,08 мг/кг). Верхним пределом внесения ртути с навозом считают 1,8 г/га в год (при содержании ее в пахотном слое почвы 0,16 г/га).
Главным источником антропогенного поступления тяжелых металлов на земную поверхность являются промышленные выбросы горнодобывающей, металлургической и химической промышленности. Только в результате работы металлургических предприятий на поверхность земли ежегодно поступает не менее 154 650 т меди, 121 500 т цинка, 89 000 т свинца, 12 000 т никеля, 765 т кобальта, 1500 т молибдена, 30,5 т ртути. В районах промышленных комплексов почва в значительной степени загрязняется продуктами сгорания топлива, зола которых практически содержит все техногенные металлы. Так, вследствие сжигания угля и нефти на поверхность земли поступает ежегодно 1600 т ртути, 3600 т свинца, 2100 т меди, 7000 т цинка, 3700 т никеля. С выхлопными газами автотранспорта на земную поверхность попадает 260 000 т свинца в год, что почти в 3 раза превосходит количество этого элемента, поступающего в почву от металлургических предприятий.
Тяжелые металлы в разной степени, но хорошо адсорбируются пахотным слоем почвы, особенно если она высокогумусированна и имеет тяжелый гранулометрический состав. В США изучали поглощение ртути из почвы пыреем и другими культурами. Опыты проводили на пяти почвах. Порции почвы по 70 г обогащали ртутью 1 мкг/г. Для сравнения результатов опыта пользовались показателем концентрации ртути ФК = мкг растения : мкг почвы.
В верхней надземной части растений пырея этот показатель был равен 0,01—0,1. Важно также отметить, что самые низкие концентрации ртути в тканях растений пырея были при выращивании его на почвах с высоким содержанием органического вещества и физической глины. Самые же высокие концентрации ртути в пырее были при выращивании его на почвах с высоким содержанием извести. Во всех случаях ртуть не вызывала симптомов токсичности и не снижала урожай пырея по сравнению с контролем. Исследования показали, что потери ртути из системы почва — растение к концу 22-дневного периода роста составили 9—21% от внесенного количества. Результаты этих исследований позволили прийти к заключению, что в связи с незначительным содержанием ртути, найденным в надземных частях пырея, он не может быть источником повышения количества ртути в кормовой и пищевой цепи.
Фактор концентрации ртути для костра, выращиваемого на почве, обогащенной ртутью (10 мкг/г), составил 0,05—0,06, для пшеницы и ячменя, выращиваемых на почве, обогащенной ртутью (0,5 мкг/г),— 0,04—0,11. По данным Munshower и Beham, фактор концентрации кадмия для пырея, выращиваемого в 20 милях от плавильного завода был равен 0,8.
Исследования подтверждают высокую санитарную роль гумуса, а следовательно, и необходимость принятия комплексных агрохимических мер для создания не только бездефицитного, но и положительного баланса гумуса в почве. Снижение содержания гумуса в почве, легкий гранулометрический ее состав приводят к некоторой миграции токсичных элементов по профилю почвы. Л. Г. Бондарев (1976) отмечает, что на почвах, загрязненных тяжелыми металлами, наблюдалось значительное снижение урожайности: зерновых культур на 20— 30%, сахарной свеклы на 35%, бобовых на 40%, картофеля на 47%. Отрицательное влияние тяжелых металлов усиливается при недостатке какого-либо фактора развития растений или при выращивании их в экстремальных условиях. Так, в Белорусской ССР при внесении под картофель меди, марганца и цинка (30 кг/га) урожай клубней понизился на 10—15%, а в засушливом году — в 2—3 раза по сравнению с контролем. Содержание этих элементов в клубнях возросло в 4—5 раз.
Влияние тяжелых металлов на урожай в значительной степени зависит от типа и разновидности почвы. Так, кадмий, кобальт, свинец, ртуть и никель вносили из расчета по 20 и 100 кг/га в песчаную, глинистую и торфяную почвы при низком и высоком уровнях известкования. Никель понижал урожай зерновых культур на всех почвах лишь при низких дозах извести. При внесении ртути на песчаных почвах независимо от уровня известкования отмечалась полная гибель урожая. На торфяной почве уменьшился сбор соломы независимо от уровня извести, на глинистой урожай зерна снизился при высоких дозах извести. Внесение кобальта привело к снижению урожая зерна на глинистых почвах и уменьшению сбора соломы на торфяных почвах независимо от уровня извести, а на песчаных почвах — к снижению урожая зерна при низких дозах извести. Внесение свинца на всех трех почвах при обоих уровнях извести не влияло на урожаи.
Уровень токсичности тяжелых металлов зависит от гранулометрического состава почвы, ее кислотности, содержания гумуса, влажности почвы, соотношения вереде металлов и питательных элементов, вида растения и т. д. Пределы токсичности тяжелых металлов обычно устанавливают по действию их на растение. Если растение снижает урожай от того или иного элемента на 5— 10%, то уровень содержания его в почве считается токсичным. Предел содержания того или иного токсичного элемента в почве устанавливают обычно с учетом наиболее чувствительной культуры.
При определении степени насыщения почвы токсичными элементами могут оказать помощь пчелы. В США проводили анализ проб пчелиного меда из ульев, находящихся в разных по степени атмосферного загрязнения зонах: вблизи автострад, цинковых рудников, в промышленных районах и др. В качестве контроля брали улей из «чистой» сельской местности. Оказалось, что концентрация тяжелых металлов в меде соответствует концентрации их на местности, где насекомые собирали нектар. Радиус сбора нектара пчелами, как правило, составлял 1,5 км от улья (иногда до 6 км). В Голландии, например, в качестве растений-индикаторов, чувствительных к загрязнению атмосферы, используют табак, белую петунию, лилию, райграс.
Часто отсутствует зависимость между уровнем содержания тяжелых металлов в почве и поглощением их растениями. Это определяется видом растения, свойствами почвы, а также формой содержащегося элемента в почве. Н. Вашкулат (1974) указывает на отсутствие зависимости между содержанием мышьяка в почве и количеством его в растениях. Так, при концентрации мышьяка в почве 2 мг/кг в растениях его содержится в 3,6 раза меньше, чем в почве, при 7 мг/кг — в 5 раз меньше, а при 47 мг/кг — в 8,8 раза меньше. Не установлена корреляция между содержанием меди в почве и в растениях пшеницы, кукурузы, люцерны, между содержанием кадмия в почве и в зерне риса.
Отсутствие зависимости между содержанием тяжелых металлов и выносом их растениями часто наблюдается на высокогумусированных почвах, так как органическое вещество почвы адсорбирует металлы, образуя комплексные соединения в виде хелатов и переводя металлы в менее доступную для растении форму.
Поэтому важно выбрать правильный метод определения содержания тяжелых металлов в почве, в удобрениях, в природных водах, в растениях, а также методику определения их токсичного уровня. Содержание тяжелых металлов необходимо изучать во всей биологической цепи: почва — растение — животное — человек. Именно с почв необходимо начинать нормирование содержания тяжелых металлов, так как они влияют на химический состав природных вод, воздуха, растения, на продукты животного происхождения, а следовательно, и на здоровье человека. Введение единых ПДК будет способствовать объединению усилий различных государств в области охраны окружающей среды от загрязнения.
Институтом общей и коммунальной гигиены им. А. Н. Сысина дано следующее определение понятия ПДК атмосферных загрязнителей. Это предельно допустимая концентрация вредного вещества в атмосфере, или максимальная концентрация, отнесенная в среднем к определенному времени (20—30 мин, 24 ч, месяц, год), которая при регламентированной вероятности ее появления не оказывает ни прямого, ни косвенного вредного воздействия на человека, его потомство и санитарные условия жизни. К сожалению, установление ПДК токсических веществ для различных сред (атмосфера, почва, вода), а также продуктов питания и кормов — проблема еще далеко не решенная. Важно учитывать комплексное воздействие на организм разных загрязненных сред и различных токсических веществ.
Советскими учеными проводятся исследования по разработке методики и установлению ПДК тяжелых металлов в почве. Институтом общей и коммунальной гигиены им. А. И. Сысина в 1976 г. предложены «Методические рекомендации по установлению ПДК химических веществ в почве». Киевским НИИ общей и коммунальной гигиены максимально допустимым уровнем ртути в почве предлагается считать 2,5 мг/кг. Увеличение содержания ее может причинить вред человеку, употребляющему в пищу растения, выращенные на этой почве. ПДК свинца в почве установлена на уровне 20—25 мг/кг почвы, шестивалентного хрома—0,05 мг/кг почвы, мышьяка не выше 12— 15 мг/кг почвы. Экспериментальные исследования, проведенные на черноземной и подзолистой почвах, подтверждают вывод о том, что такая концентрация мышьяка не влияет на процессы самоочищения почвы.
Установление ПДК токсических соединений в почве и в других природных средах является весьма сложным и требует комплексного подхода к исследованиям и объединенных усилий ученых различных отраслей науки врачей-гигиенистов, почвоведов, агрохимиков, биологов и др.
К сожалению, эффективных мер очистки почв от токсических металлов, как и от других загрязнителей, пока нет. В загрязненную почву предлагается вносить чистую землю слоем 10 см и более и перемешивать их. Однако это очень трудоемкое мероприятие. Если считать, что пахотный 20-сантиметровый слой почвы весит 3 тыс. т, то внесение 10-сантиметрового слоя почвы потребует на каждый гектар внесения 1,5 тыс. т чистой почвы.
По-видимому, в обозримом будущем найдут применение меры по связыванию токсических металлов в труднодоступные для растений соединения. Это возможно при изменении химизма и свойств почвы, реакции среды, изменении соотношения элементов, а также при использовании антагонизма и синергизма ионов и т. д. Известно, например, что такие металлы, как кобальт, никель, медь, марганец в нейтральной и слабощелочной среде безвредны. Поэтому известкование кислых почв является эффективным приемом снижения токсичности этих металлов. Имеются также данные, что известкование, снижая кислотность почв, уменьшает растворимость свинца, кадмия, мышьяка и цинка.
Как уже отмечалось выше, большую роль в нейтрализации токсических свойств тяжелых металлов играет гумус почвы. Он связывает, например, ионы кадмия, никеля и других металлов в комплексы хелатного типа, т. е. малодоступные для растений формы, снижая их токсичность. В связи с этим важными приемами, направленными на снижение токсичности металлов почвы, для растения являются все приемы повышения содержания гумуса в почве — внесение различных органических удобрений, сидератов, запашка соломы и других растительных остатков в почву. Например, в опытах японских ученых содержание кадмия в рисе снижалось при внесении птичьего помета, компоста или муки из рисовой соломы в качестве удобрения. Уменьшение токсичности соединений хрома отмечено при внесении торфа или осадка сточных вод в норме не менее 100 т/га.
Внесение минеральных удобрений также оказывает большое влияние на токсичность тяжелых металлов в почве. Так, внесение азотных удобрений снимало отрицательное действие свинца, мышьяка, меди и других элементов на развитие всходов растений. Присутствие минеральных фосфатов ослабляло вредное действие свинца на растения. Содержание меди, никеля и цинка в листьях шелковицы значительно уменьшалось при внесении высоких доз фосфатов. При внесении фосфатов снижалось токсическое действие кадмия на растения, хотя содержание его в растениях не уменьшалось. В условиях щелочной реакции заливного рисового поля внесение соединений фосфора приводило к образованию в почве нерастворимого и труднодоступного для растений фосфата кадмия. Внесение в почву различных соединений магния снижало токсическое действие на растение избытка фтора и никеля. Добавление в почву серы химически связывало ртуть.
В борьбе с токсичностью металлов, по-видимому, найдут применение различные химические соединения, прочно фиксирующие металлы и переводящие их в недоступные для растений формы, а также ионообменные смолы, образующие хелатные соединения.
Создание оптимальных условий для питания растений подбором соответствующих минеральных и органических удобрений является важным приемом улучшения почв, загрязненных различными токсическими металлами.
Следует отметить, что в некоторых индустриально развитых районах при интенсивном загрязнении отдельных территорий токсическими элементами хорошо растут отдельные виды растений. Это наводит на мысль о необходимости развития работ по селекции растений, устойчивых к различным токсическим веществам. Они могли бы найти применение при рекультивации отвалов с высоким содержанием тяжелых металлов.
Высокое содержание нитратов в продуктах и кормах снижает их качество. Однако растения могут поглощать большое количество нитратов, и это не сказывается отрицательно на их росте и развитии. Использование же нитратного азота в метаболизме органических соединений возможно лишь после восстановления нитратов до аммония. Первым промежуточным продуктом восстановления нитратов являются нитриты. Если растения обычно не страдают от избытка в них нитратов и нитритов, то эти соединения весьма токсичны для животного организма и человека, особенно нитриты, токсичность которых в 10 раз выше нитратов. Это объясняется тем, что образующиеся вследствие восстановления нитратов нитриты переводят двухвалентное железо гемоглобина в трехвалентное; получающийся при этом метгемоглобин красных кровяных телец не способен быть переносчиком кислорода. Нитриты могут также вступать в необратимую реакцию с гемоглобином, образуя при этом нитрогемоглобин, который также не способен быть переносчиком кислорода, в результате чего наблюдается удушье всех тканей живого организма.
Французский ученый R. В. Verney (1978) считает, что превращение нитратов в нитриты может происходить и в желудке при наличии в организме бактерий, благоприятствующих этой трансформации. Нитрицианоз поражает почти исключительно новорожденных в первые 4 месяца их жизни; позднее в крови детей, а также взрослых появляются энзимы, нейтрализующие цианоз.
Нитриты в кислой среде реагируют со вторичными аминами, образуя нитрозамины. Эти соединения опасны тем, что могут вызвать раковые заболевания, врожденные и мутагенные уродства. В последние годы немало опасений подобного толка высказывается и в нашей стране. Так, П. А. Боговский (1979) отмечает, что активные канцерогенные вещества (N-нитрозосоединения — нитрозамины и нитрозамиды) обладают также мутагенным и эмбриотоксическим действием. N-нитрозосоединения могут образовываться в окружающей среде, в пищевых продуктах и в организме, если в него одновременно попадают нитраты или нитриты, амины и амиды. Образованию нитрозосоединений способствуют катализаторы (тиоцианат, повышенная температура, галловая кислота) и препятствуют антагонисты — аскорбиновая кислота и др.
Следует подчеркнуть, что в здоровых растениях при нормальном азотном питании нитраты и нитриты в свободном состоянии не накапливаются. Поступив в растения, они подвергаются процессам восстановления под действием нитратредуктазы и нитритредуктазы. Полученное промежуточное соединение — гидроксиламин или аммиак — связывается с органическими кислотами, которые превращаются в аминокислоты. Следовательно, нитраты могут накапливаться при избыточном их количестве в почве и при нарушенных биологических процессах в растении.
Нитрозамины как весьма токсичные соединения обычно накапливаются в любой среде при наличии азотистой кислоты и вторичных аминов. Конечно, одной из причин их образования является внесение чрезмерно высоких доз азота. В этом случае нитриты могут поглощаться растениями, реагировать со вторичными аминами и образовывать токсические нитрозамнны.
Наличие в окружающей среде предшественников нитрозосоединений не менее важно, чем присутствие самих нитрозосоединений, так как в животном организме образование нитрозосоединений может произойти под влиянием разных катализаторов. П. А. Боговский (1979) считает, что нитрозосоединения могут образовываться в природных условиях, в пищевых продуктах при технологической обработке и в организме человека. Однако процессы и особенно условия образования нитрозаминов в растениях, пути предотвращения этих процессов изучены пока недостаточно. Поэтому влияние их на качество растениеводческой продукции и на корма, да и вообще на окружающую среду требует дальнейшего изучения.
Нарастающее количество связанного азота в биосфере и увеличение производства минеральных азотных удобрений ведут к нарушению природного круговорота азота. В результате увеличивается возможность накопления нитратов в питьевой воде и растительных пищевых продуктах. Вот почему важно установить строгий контроль над содержанием нитратов в продуктах питания, особенно в зеленых овощах.
Однако эти вопросы еще мало изучены, а имеющиеся данные противоречивы, что не позволяет сделать определенные выводы и соответствующие рекомендации. Одно лишь ясно, что эта проблема требует глубокого и комплексного исследования. Например, О. Fritz (1978) отмечает, что оценивать все вещества, содержащиеся в овощных культурах, нужно с учетом использования их как продуктов питания. Некоторые специалисты по питанию считают, что роль нитратов как фактора, влияющего на образование нитрозаминов в пищеварительном тракте, незначительна. Если даже две части аскорбиновой кислоты (витамин С) приходится на одну часть нитратов, то нитрозамнны не образуются. Если же принять в расчет среднее потребление овощей человеком, то ситуация складывается более благоприятная, чем это представляется. Нужно иметь в виду, что повышенное накопление нитратов в растениях может быть не только при высоких дозах азотных удобрений, но и на высокогумусированных почвах, если имеются благоприятные условия для минерализации органического вещества и мобилизации почвенного азота.
В снижении накопления нитратов растениеводческой продукцией важная роль должна принадлежать сорту, что хорошо показано А. А. Жученко и А. К. Андрющенко (1980) на примере овощных культур. В продукции этих культур часто содержится повышенное количество нитратов. Если же учесть, что, согласно медицинским нормам, взрослый человек ежедневно должен съедать 400 г овощей и 300 г картофеля, то с этими продуктами в организм человека может поступать больше нитратов, чем допускается медицинскими нормами (5 мг/кг массы тела). В зависимости от сорта овощной культуры на одинаковом азотном фоне различия могут достигать 200—500%. Поэтому селекционную работу по снижению содержания нитратов в овощах необходимо проводить по всем культурам с предельно допустимым содержанием нитратов — не более 100 мг/кг сырой массы.
Министерство здравоохранения США установило следующее предельное содержание азота нитратов: в питьевой воде менее 10 мг/л, а желательно полное их отсутствие, в овощах от 11 мг/кг в сухом веществе спаржи до 700 мг/кг в сухом веществе шпината. Исследования показывают, что шпинат обладает способностью сильно поглощать нитраты. В овощах, предназначенных для приготовления пищи детям, нитратов не должно быть совсем. ПДК для нитратов установлены во многих странах мира. Например, в ФРГ в диетических продуктах (также и в овощах) 250 мг/кг сырого вещества, в ГДР для свежего шпината 1200 мг (для питания младенцев до 900 мг), для кочанной капусты до 271 мг/кг сырого вещества. Всемирная организация здравоохранения считает допустимым содержание нитратов в диетических продуктах (в том числе и во многих овощах) до 300 мг/кг сырого вещества.
На скорость восстановления нитратов в растениях влияют не столько дозы азота, сколько освещение, соотношение питательных элементов, агротехника, условия погоды и т. д. Так, затенение растений, преобладание азота над фосфором и калием, дождливая погода способствуют накоплению нитратов в растениях.
В процессе вегетации содержание нитратов в растениях снижается, поэтому убирать их и особенно овощные культуры необходимо в оптимальные сроки, а подкармливать азотом за 1,5—2 месяца до уборки урожая, чтобы растения смогли переработать поступившую нитратную форму азота.
ФАО установлена ПДК для потребления нитратов человеком 500 мг в день, в США эта величина равна 700 мг в день. По допустимому содержанию нитратов в кормовых культурах в разных странах приняты различные нормы.
На основании обобщения многочисленных данных установлено, что совершенно безвредно содержание в корме до 0,07% нитратов, а верхний допустимый предел — 0,2%. Отмечено также, что применение азота в норме до 360 кг/га при условии хорошего влагообеспечения трав и правильном распределении нормы в течение вегетации (50—60 кг/га под стравливание или укос) не вызывает повышения уровня нитратов в травостое до опасной концентрации. Вносить азот необходимо в оптимальные сроки, с началом активной весенней вегетации трав, т. е. при переходе среднесуточных температур воздуха через 5 °С, а затем дробно после каждого укоса на сенокосах и каждого стравливания на пастбищах.
Оптимальным для животных содержанием фосфора в сухом веществе пастбищного или многократного скашиваемого лугового корма является 0,25—0,30% P (0,6—0,7% Р2О5). Это достигается при дождевании интенсивно удобряемых кормовых угодий.
Содержание калия в корме не должно превышать 2,5—3%. Нормы калия устанавливают по соотношению с азотом — N : K2O = 1 : 0,5, а на интенсивно удобряемых азотом сенокосах — 1 : 0,75. Высокие дозы калийных удобрений ухудшают соотношение K : (Ca+Mg), что может вызвать магниевую недостаточность у животных и появление заболевания под названием пастбищная тетания.
При нарушении научно обоснованной технологии применения удобрений содержание нитратов в кормах может быть значительно большим. Так, в опытах университета штата Флорида (США) в зимнее время в теплицах на почвах, богатых азотом, при недостаточном освещении количество нитратов в сухом веществе редиса разных сортов составило 1,17—1,68%, а в листьях шпината — 0,32—0,49%.
Датский ученый Н. Hansen (1974) в условиях полевых опытов изучал влияние доз азотных удобрений (0, 100, 200, 400 кг/га) на содержание протеина и нитратов в салате, шпинате и цветной капусте. Количество протеина в овощах возрастало при внесении азотных удобрений до 100 кг N/га. Дальнейшее повышение доз снижало содержание протеина, но резко увеличивало содержание нитратов (с 0,11—0,19 до 0,78—1,43% в сухом веществе).
Накопление нитратов в растениях зависит от формы и дозы удобрений, сбалансированности питательных элементов, вида и сорта культуры, фазы развития растений, освещенности и других факторов, влияющих на редукцию нитратов. Все это необходимо учитывать при разработке технологии выращивания культуры.
Исследователи Чехословакии изучали влияние доз азотного удобрения на накопление нитратного азота в луговом сене. При дозе азота 120 кг/га содержание нитратов в большинстве случаев составляло тысячные доли процента на массу сухого вещества, при внесении 240 кг только в 4 случаях из 70 их содержание превысило 0,07% сухого вещества. При самой высокой дозе азота (480 кг/га) содержание нитратов в сене в 7 случаях из 70 превысило 0,20%, а в 25 случаях было больше 0,07% на массу сухого вещества. В этих опытах содержание нитратов в сене находилось в достоверной зависимости от доз азотных удобрений. В образцах растений, отобранных в южных областях страны, накопление нитратов было меньше, чем в образцах из северных областей. Это объясняется лучшими условиями для восстановления повышенной активности нитратредуктазы, более высоким содержанием углеводов в травостое и более высоким pH почвы.
Агрохимия и физиология растения располагают достаточным арсеналом знаний, чтобы значительно повысить эффективность азота удобрений и почвы, а также улучшить качество сельскохозяйственной продукции. Это возможно лишь при создании оптимального режима азотного питания растений, при котором предотвращается накопление свободных нитратов и нитритов в результате повышенного расходования их на синтез сложных органических соединений урожая.
Как известно, между минеральным (корневым) и углеродным (фотосинтезом) питанием растений существует тесная взаимосвязь. Создание оптимальных условий корневого питания правильными нормами и соотношением макро — и микроэлементов в питательном растворе возможно при использовании удобрений с учетом свойств и плодородия почвы, особенностей климата и погодных условий, биологических требований выращиваемой культуры и их сортов. Вполне понятно, что применение удобрений должно быть звеном всего агрокомплекса выращивания культуры (способы посева и размещения культур, площади питания, приемы ухода за растениями и т. д.), направленного на создание оптимального светового режима и максимальной фотосинтетической деятельности возделываемых растений.
Для предотвращения избыточного накопления нитратов из удобрений нельзя допускать избыточное одностороннее внесение азотных удобрений, особенно при недостатке в почве фосфора, калия и других питательных элементов. В противном случае нарушается азотный обмен в растениях, задерживается синтез белков, накапливается избыточное количество нитратов, свободных аминокислот. Если калий и магний усиливают использование нитратов в азотном обмене растений, то кальций при его избытке ухудшает этот процесс. Имеются также данные о том, что хорошая обеспеченность растений сульфатами усиливает синтез белков в зерне и снижает накопление нитратов в растениях. При прочих равных условиях неправильный режим корневого (минерального) питания растений ослабляет фотосинтез и наоборот. Все это лишь подтверждает, что в питании растений существует сложная взаимосвязь катионов и анионов, минерального и углеродного питания растений, которая пока еще недостаточно изучена и требует более полного экспериментального обоснования.
Успешное использование растениями всех питательных элементов, поступивших через корневую систему, в том числе и утилизация нитратов, возможно при высокой фотосинтетической деятельности растений. Только при оптимальных условиях растение будет иметь достаточно продуктов фотосинтеза и прежде всего углеводов, окисление которых происходит одновременно с процессом восстановления нитратов. Образовавшиеся в результате окисления углеводов органические кислоты в процессе аминирования аммонием, полученным при восстановлении нитратов, превращаются в аминокислоты, из которых в дальнейшем синтезируются белки. Важно создание необходимых условий для активного протекания процесса фотосинтеза. Это возможно при правильном выборе норм и способов посева культуры, обеспечивающих высокую освещенность листьев, создание оптимальных условий корневого питания и т. д. Одним словом, необходимо применять комплекс агроприемов, который бы обеспечил такое состояние растений, при котором они могли лучше использовать ФАР на синтетические процессы.
Восстановление нитратов в растении представляет собой сопряженность многих биохимических реакций с участием ряда ферментов, начиная с нитратредуктазы. Как известно, молибден активизирует нитратредуктазу при восстановлении нитратов, а марганец активизирует нитратредуктазу для восстановления нитритов. Отмечается также положительная роль бора и железа в снижении содержания нитратов и увеличении количества органических соединений, усилении активности нитратредуктазы под действием сульфатов. Активность нитратредуктазы можно значительно повысить также созданием уравновешенного минерального питания растений в каждую фазу их роста.
Вопросы накопления нитратов в растениях и их влияние на животный организм требуют дальнейшего глубокого исследования. Прежде всего, важно установить ПДК нитратов для тех сельскохозяйственных культур, у которых в пищу употребляются вегетативные части, — зеленные, огурцы, капуста и т. д.
Агрохимики, физиологи и биохимики должны более глубоко изучить условия роста и прежде всего питания растений с физиолого-биохимической точки зрения с тем, чтобы создавать такой режим питания, при котором нитраты не накапливались бы, а активно расходовались при синтезе органических соединений. Это особенно необходимо в условиях интенсивного земледелия с применением высоких доз удобрений. Важно также установить творческое содружество агрохимиков с селекционерами, поскольку создание высокопродуктивных сортов связано с их интенсивным минеральным питанием и максимальным использованием ФАР. Актуальнейшей задачей ученых и работников сельскохозяйственного производства является разработка сортовой агротехники и систем удобрения отдельных сортов.