Екологічні проблеми сільського господарства в Україні

Чим більше у рослинних рештках міститься сполук, що легко розщеплюються мікроорганізмами, чим менша величина співвідношення вуглецю до азоту (C:N), тим інтенсивніше відбувається процес їх мікробного розкладу.

Інтенсивна система землеробства супроводжується формуванням нових екологічних умов в ґрунтах, які істотно впливають на мікробіологічні процеси, від зміни спрямованості яких залежать процеси гумусоутворення.

Розклад органічних решток, що надходять в ґрунт, під дією біохімічної діяльності мікроорганізмів відбувається по двох основних напрямках: мінералізація до кінцевих продуктів з вивільненням мінеральних елементів, вуглекислого газу і води; розклад з проходженням стадії гуміфікації, який забезпечує синтез біологічно стійких органічних сполук гумусової природи. Обидва ці процеси мають важливе значення для життєдіяльності рослин. Розклад до кінцевих продуктів сприяє порівняно швидкому переходу закріплених в органічному субстраті елементів у мінеральні форми, які, використовуючись рослинами, залучаються в новий цикл біологічного колообігу речовин. Шлях мікробіологічного перетворення органічних решток через їх гуміфікацію здійснюється з незначною швидкістю і вимагає для повного завершення більш тривалого часу. Співвідношенням вказаних напрямків розкладу свіжої органічної речовини мікроорганізмами визначають, головним чином, інтенсивність процесів синтезу гумусу в ґрунтах.

Швидкість і специфіка розвитку мінералізаційних процесів у ґрунтах залежать від багатьох факторів, найважливіші з яких: хімічний склад органічного матеріалу, що розкладається; особливості ґрунтових і кліматичних умов; склад мікробних асоціацій та ін.

3 початком сільськогосподарського використання Ґрунтів динамічна рівновага (гуміфікація-мінералізація) зрушується у бік підсилення мінералізації, спостерігається зниження вмісту гумусу. Основними причинами цього явища є різке скорочення надходження рослинних решток у Грунт, зміна їх якісного складу, підсилення мікробіологічної діяльності та перемішування поверхневого шару ґрунту з менш гумусованими нижніми шарами. Крім того, за недостатньої кількості свіжої органічної речовини в ґрунті гетеротрофна мікрофлора в процесі життєдіяльності починає використовувати гумус як джерело енергії, що спричиняє дегуміфікацію ґрунту.

Цей процес триває доти, поки не сформується мікробіологічний комплекс, що відповідає новим ґрунтовим умовам. Після цього між процесами гуміфікації і мінералізації знову настає динамічна рівновага, гумусний стан ґрунту стабілізується на новому, нижчому рівні, але точна тривалість часу, необхідна для стабілізації, не встановлена.

Найбільш різкі зміни вмісту гумусу відбуваються в перші роки після розорювання цілини в орному шарі. Надалі зменшення запасів гумусу стає помітним по всьому профілю.

До розорювання цілинних земель вміст гумусу у верхньому шарі чорноземів типових Лівобережного Лісостепу України становив 10 - 11%. Нині залишилось його третина або дещо більше. Свого часу В.В. Докучаєв (1883) називав чорнозем «царем ґрунтів», «вічним багатством руського народу, дорожчим від будь-якої корисної копалини», а «родючий чорнозем» «дорожчим від золота». Урожаї на чорноземах, які спочатку дивували уяву, з роками почали падати, траплялися й біди - повні неврожаї. Чорнозем виявився вередливішим, ніж думали, і підносив «сюрприз за сюрпризом».

Вміст гумусу у староорних ґрунтах дуже залежить від характеру їх використання. Інтенсивний полицевий обробіток, надмірне насичення сівозмін просапними культурами, ерозія, дефляція, надмірне зрошення, недостатнє внесення органічних добрив - все це може спричинити істотне зниження вмісту гумусу.

В Україні дегуміфікацією охоплено 39 млн. га сільськогосподарських угідь.

За даними A.M. Грінченка, в богарних умовах чорноземи типові західних областей лісостепової зони України за 100 років втратили 25, в умовах зрошення - до 60% гумусу. В абсолютних величинах найбільших щорічних втрат (0,6-0,8 т/га) зазнали чорноземи типові. За умов гострої економічної кризи люди виживають за рахунок нещадної експлуатації природної родючості ґрунтів, що не може не відбитися на стані гумусу сільськогосподарських угідь України. [1]

Зниження вмісту гумусу в ґрунтах супроводжується погіршенням його якості. У складі гумусу зменшується частка його рухомих форм, відносно зростає його інертна частина. Пасивний гумус не бере активної участі в енергетичному обміні Ґрунту, дуже повільно віддає поживні речовини, що містяться в ньому, тому він слабко впливає на ефективну родючість ґрунту, навіть за умов, що його запаси, як це буває в чорноземах, залишаються високими. Через значні втрати гумусу погіршується його груповий склад. У дерново-підзолистих ґрунтах зростає фульватність гумусу, в чорноземах зменшується кількість гумінових кислот, що призводить до погіршення всього комплексу агрономічно-цінних властивостей ґрунтів.

2.3 Роль сівозміни в регулюванні вмісту органічної речовини в ґрунті

Основним джерелом нагромадження органічних речовин у ґрунті, який обробляється, є культура польових рослин, їх кореневі та післязбиральні рештки. З рослинними рештками у типових сівозмінах в ґрунт надходить органічних речовин більше, ніж з органічними добривами. Деяке нагромадження органічної речовини в ґрунті відбувається уже під час вегетації рослин за рахунок регенерації кореневої системи, кореневих виділень та посиленої діяльності мікроорганізмів. Отже, сільськогосподарські культури, як і взагалі рослини, є не лише «споживачами», а й активними «творцями» ґрунтової родючості.

Сільськогосподарські культури за їх здатністю нагромаджувати рослинні рештки можна поділити на три основні групи: багаторічні трави (бобові, злакові та їх сумішки), що нагромаджують найбільше кореневих і післяукісних решток - 50-80 ц/гa і більше сухої маси, що в 1,3-1,5 рази більше сформованого врожаю; озимі жито й пшениця, які залишають рослинних решток 40-50 ц/га, що дорівнює врожаю або дещо менше його; ярі культури, які нагромаджують порівняно мало решток - 20-40 ц/га і менше. Серед них найменше органічної маси залишають просапні - кукурудза, картопля й коренеплідні культури, а також льон - 5-50% маси рослин, яка відчужується з урожаєм.

Як показують досліди, проведені в основних ґрунтово-кліматичних зонах країни, зональні та ґрунтові умови не впливають істотно на нагромадження кореневих і післязбиральних решток у кореневмісному шарі ґрунту, їх кількість визначається біологічними особливостями культур і рівнем урожаїв.

Слід зазначити, що рослинні рештки містять багато елементів живлення, які використовують наступні культури сівозміни, тому облік їх маси і наявності в них поживних речовин має важливе значення для вирішення багатьох інших важливих теоретичних і практичних питань: розробка систем удобрення, сівозмін та ін.

У соняшнику і картоплі, стеблові та листкові залишки втроє переважають масу коріння, тому приорювання гички картоплі цукрових буряків та стеблових решток соняшнику поліпшує баланс органічних речовин ґрунту в просапних сівозмінах.

У зернових культур (озима пшениця, жито, ячмінь) побічна продукція та післяжнивні рештки становлять 60-70% загальної маси рослинних решток.

Нагромадження рослинних решток у ґрунтах зумовлюється конкретним складом, розміщенням та співвідношенням культур у сівозміні. Змінюючи співвідношення площі під різними культурами сівозміни, можна певною мірою регулювати надходження органічної речовини в ґрунт з рослинними рештками. Безперервне вирощування просапних культур без внесення органічних добрив неминуче призводить до зменшення природних запасів ґрунтового гумусу, тоді як беззмінна культура багаторічних трав сприяє нагромадженню органічної речовини і поповнює нестачу розчинних мінеральних сполук поживних елементів. [1]

Незважаючи на те, що рослинні рештки становлять незначну частину (10-15%) загальної кількості органічної речовини ґрунту, їм належить важлива роль у постачанні рослин елементами живлення. Вони більш легко піддаються мікробіологічному розкладу порівняно з гумусом і за своєю дією наближаються, а інколи і перевищують органічні добрива. Проте вплив їх на родючість ґрунту і урожайність наступних культур залежить від хімічного складу.

За розкладання рослинних решток із широким співвідношенням C:N (понад 20:1) увесь азот, що міститься в них, використовується мікроорганізмами. Більше того, за недостатньої кількості його в матеріалі, що розкладається, бактерії споживають азот мінеральних сполук грунту, а також гумусу. У процесі розкладання органічної речовини з вузьким співвідношенням C:N частина азоту, який при цьому звільняється, також використовується мікроорганізмами, а інша частина залишається для живлення рослин та бере участь в процесах гуміфікації. За вмістом азоту в рослинних рештках культури можна розмістити в такій послідовності: багаторічні бобові трави > зернові бобові > коренеплідні > кукурудза > зернові. [9]

Кореневі і наземні рештки ярих зернових дещо багатші азотом порівняно з озимими.

Позитивний вплив сільськогосподарських культур на родючість ґрунту визначається не тільки кількістю, а й якістю рослинних решток, вмістом азоту.

2.4 Меліоративні заходи

У земельному фонді України солонці та солонцюваті ґрунти займають загальну площу близько 4 млн. га, у тому числі орні землі - 2,7 млн. га. Солонцеві ґрунти розповсюджені в основному у двох ґрунтово-кліматичних зонах - в Лісостепу (частково Чернігівське Полісся) і в Степу (переважно Сухий Степ).

Відповідно до сучасної ґрунтово-меліоративної класифікації на території України залежно від регіону поширення та ступеня зволоження визначають такі основні підтипи солонців: чорноземні, лучно-чорноземні, чорноземно-лучні, лучні, каштанові, лучно-каштанові, каштаново-лучні.

За потужністю надсолонцевого шару (см) їх підрозділяють на види: кіркові (до 2), мілкі (2-5), середні (5-15), глибокі (більше 15 см). За глибиною (см) сольового шару розрізняють солончакові (0-30), солончакуваті (30-80), глибокосолончакуваті (80-150) ґрунти. [1]

Ґрунти з низьким вмістом обмінного натрію, але з вираженими візуальними ознаками фізичної солонцюватості віднесено до виду залишково солонцюватих.

Найбільшу площу серед солонцевих ґрунтів в Україні займають темно-каштанові й лучні солонцюваті ґрунти. Солонці не утворюють суцільних масивів, а залягають окремими плямами серед родючих чорноземів лучних і темно-каштанових ґрунтів, що різко знижує продуктивність агроландшафту. Несприятливі агрономічні властивості - сильне запливання у разі зволоження й повільне підсихання - перешкоджають їх обробітку, затримують строки сівби на всьому полі. На солонцевих комплексах швидко настає дефіцит вологи. Культурні рослини розвиваються на солонцях погано і навіть у сприятливі щодо зволоження роки врожайність на них у 2-3 рази нижча, ніж на зональних несолонцюватих ґрунтах. У посушливі роки вона знижується до нуля.

За оцінки родючості ґрунтів в балах (Кузьмічов В.П., 1970) бонітети чорноземів типових у 4 рази більші, ніж солонців лучних, власне для озимої пшениці вони складають відповідно 79 й 22 бали, тому наявність солонцюватих ґрунтів і солонців у ґрунтовому покриві розглядається як негативне явище.

У зоні Лісостепу солонцеві ґрунти поширені в основному в заплавах і низьких терасах рік Дніпра, Десни, Псла, Сули та ін. Поява їх у ґрунтовому покриві пов'язана із впливом близько розташованих ґрунтових вод, з підвищеним вмістом содового або солей хлоридно-сульфатного хімізму засолення.

У північній частині Дніпровсько-Донецької западини дренованість дуже слабка, ґрунтові води залягають близько до поверхні (1-1,5 м). Це створює в ґрунті випітний водний режим з активним процесом соленакопичення. Утворені тут за участю содово-засолених ґрунтових вод ґрунти відносять до содових солончаків (Самбур Г.Н., 1963) або до поверхнево-солонцевих солонців і чорноземно-лучних поверхнево-солонцюватих ґрунтів (Носков Б.С., 1964; Гринь Г.С., 1969). [14]

У верхньому шарі таких ґрунтів накопичується сода, яка спричиняє інтенсивне осолонцювання верхнього горизонту. В останньому спостерігається високий вміст обмінного натрію, а також висока лужність.

Характерною рисою таких ґрунтів є відсутність або слабка вираженість ознак перерозподілу рухомих речовин щодо профілю солонця, слабка диференціація на елювіальний та ілювіальний горизонти.

У солонці чорноземно-лучному кірковому содово-солончаковому елювіальний горизонт майже не виражений (шар 1 см). Він замінюється потужним ілювіальним шаром, де рН складає 9,2, а увібраний натрій - 19,2% від ємності обміну. У верхньому шарі кількість фракцій фізичної глини більша, ніж у залеглому нижче, що не властиво солонцям і пояснюється диспергуючим впливом розчинів соди, які підіймаються до поверхні. Така ж, але менш виражена тенденція перерозподілу речовин спостерігається в чорноземно-лучних поверхнево-солонцюватих грунтах. [1]

У південному Лісостепу солонцеутворення дещо відрізняється від північного Лісостепу, що відбивається на складі і властивостях солонцевих ґрунтів. Тут природна дренованість поліпшується, ґрунтові води залягають на глибині 2-3 м. У хімічному складі ґрунтових вод переважають нейтральні солі (хлориди, сульфати), сода утримується в незначній кількості. Сезонна динаміка рівня ґрунтових вод досягає 1 м, тому ґрунти зазнають різноманітного їх впливу, періоди засолення змінюються розсоленням. У цих умовах формуються в основному чорноземно-лучні й лучно-чорноземні глибокосолонцюваті ґрунти в комплексі із солонцями середніми та глибокими (15-30%). Ґрунтовий профіль різко диференційований на елювіальний та ілювіальний горизонти, причому в останньому зростає вміст фракції фізичної глини та ємність поглинання. Такі ґрунти належать до глибокосолонцюватих. [1]

Сучасна тенденція розвитку солонцевих ґрунтів південного Лісостепу в цілому спрямована у бік розсолення та розсолонцювання за посиленої природної дренованості на підвищених ділянках терас, де утворюються чорноземи типові залишково солонцюваті. На низьких ділянках річкових терас за підйому рівня ґрунтових вод, що пов'язаний з будівництвом каскаду водоймищ на Дніпрі, місцями можливий розвиток солонцевих ґрунтів у бік реградації (повернення до стадії засолення) і посилення солонцюватості.

У зоні Степу солонцеві грунти розвиваються в більш різноманітних умовах, ніж у зоні Лісостепу. Слабка природна дренованість із близьким заляганням ґрунтових вод характерна тут лише для приосьової частини Причорноморської западини - Кримського Присивашшя і тераси - дельти Дніпра. Інша, підвищена частина території, є краще дренованою, ґрунтові води залягають глибше 10 м і не впливають на ґрунтоутворення, тому гідроморфні й напівгідроморфні солонцеві ґрунти обмежено поширені в зоні Сухого Степу, тоді як переважна частина Причорноморського подолу зайнята автоморфними, переважно темно-каштановими солонцюватими ґрунтами.

У найменш дренованій частині Кримського Присивашшя з рівнем ґрунтових вод до 1,5-2 м за капілярно-ґрунтового зволоження формуються солончаки і солончакові солонці. [10]

У міру віддалення від узбережжя і зниження рівня ґрунтових вод до 7-8 м у ґрунтах створюється плівково-капілярне зволоження. Тут розвиваються солонці лучно-степові та їх комплекси з лучно-каштановими й темно-каштановими солонцюватими ґрунтами.

На високих околицях Присивашшя й Причорномор'я, де ґрунтові води залягають глибше 8 м, поширені темно-каштанові солонцюваті ґрунти, південні чорноземи, солонці степові та їх комплекси.

Для більшої частини солонцевих ґрунтів Причорномор'я характерний переважно важкий гранулометричний склад - важкосуглинко-вий, легкоглинистий. Профіль солонців розвинутий за елювіально-ілювіальним типом. В ілювіальному горизонті збільшується вміст фізичної глини, ємність обміну й кількість обмінного натрію. Вони мають несприятливі водно-фізичні властивості, низьку водопроникність, сильно ущільнені.

Під впливом антропогенних факторів, зокрема зрошення, солонцевий процес зазнав істотних змін. Можна виділити чотири основних напрями його розвитку: іригаційне розсолення, іригаційне осолонцювання, іригаційна реградація та іригаційна деградація. Іригаційне розсолення відбувається внаслідок поливу прісною гідрокарбонатно-кальцієвою водою з відношенням нижчим, ніж у ґрунті, й відносно глибокого залягання ґрунтових вод. У цих умовах відбувається розсолення ґрунтів, а водночас їхнє розсолонцювання за рахунок кальцію зрошувальних вод і карбонатів ґрунту. За використання мінералізованих зрошувальних вод, що мають відношення натрію до кальцію більше, ніж у ґрунтах, а також за підйому рівня мінералізованих ґрунтових вод спостерігається іригаційне вторинне осолонцювання ґрунтів.

Іригаційна реградація солонців (повернення їх до солончакової стадії розвитку) відбувається за умов підйому іригаційно-ґрунтових вод вище критичного рівня (1,5-2 м) та їх мінералізації понад 3 г/л, а також за від'ємного водного й додатного сольового балансів. По суті, процеси, що відбуваються в цьому випадку, можна кваліфікувати як вторинне засолення. За використання солонцевих ґрунтів під посіви затоплюваного рису спостерігається іригаційна деградація цих земель. Вона супроводжується руйнуванням алюмосилікатної частини ґрунтів, міграцією вниз по профілю гумусових речовин, що призводить до різкого зниження родючості. [10]

Підвищити продуктивність богарних і зрошуваних солонцевих ґрунтів неможливо без їх меліорації. Під час розробки та вибору заходів меліорації необхідно враховувати не тільки властивості, але й генезис галогенних ґрунтів.

Наявність плям солонців на значній частині ріллі обмежує можливість освоєння сучасних технологій вирощування сільськогосподарських культур, знижує ефективність використання несолонцюватих зональних ґрунтів, що переважають в комплексах.

Нині меліоративне поліпшення солонцевих ґрунтів здійснюється в трьох основних напрямах, що сформувалися ще в 50-х роках XX ст.: хімічна меліорація, покращення солонців за рахунок внутрішньоґрунтових запасів кальцієвих солей і меліорація за допомогою глибокого обробітку. [7]

Із заходів хімічної меліорації в більшості країн СНД і за кордоном найбільший розвиток одержало гіпсування. Ця проблема розглядається в двох аспектах: як основний захід меліорації глибокогіпсових та глибоко-карбонатних солонців і як допоміжний захід комплексної меліорації середньо - та багатонатрієвих висококарбонатних солонців. В останньому випадку гіпс використовується з метою усунення кірки та інтенсифікації самомеліорації за рахунок ґрунтових запасів карбонату кальцію.

Теоретичною основою гіпсування є концепція К.К. Гедройца щодо провідної ролі іона натрію в солонцевому процесі ґрунтоутворення. Дія гіпсу виявляється в тому, що внесений кальцій витісняє в ГВК обмінний натрій, внаслідок чого зменшується рухомість ґрунтових колоїдів (гумусу, глини, заліза та ін.) і створюються умови для окультурення ґрунту. З внесенням гіпсу в солонцевий ґрунт поліпшуються його агрономічні властивості, знижується лужність, підвищується доступність для рослин азоту, фосфору та калію, зменшується токсичність рухомих форм заліза й алюмінію, активізуються мікробіологічні процеси, підвищується врожайність культур.

Якщо у ґрунті незначний вміст увібраного натрію та високий - магнію, гіпсування знижує можливість утворення токсичних гуматів магнію й поліпщує умови кальцієвого живлення рослин.

Ефективність гіпсування підвищується за внесення органічних і мінеральних добрив. Внесення органічної речовини посилює біологічну активність солонців, збільшує виділення вуглекислоти, яка сприяє кращому розчиненню ґрунтових карбонатів, а отже, більш швидкому заміщенню обмінного натрію кальцієм.

Позитивна дія гіпсу проявляється лише тоді, коли ґрунтові води залягають глибше 1,2-1,5 м. У протилежному випадку продукти обмінних реакцій (сірчанокислий натрій та ін.) не виносяться вниз по ґрунтовому профілю й розсолонцювання не відбувається. [7]

Ряд дослідників - Л.Я. Мамаєва (1966), Б.М. Лактіонов (1962), Н.П. Панов (1972) та ін. - пропонують коагуляційно-пептизаційний метод, основою якого є визначення дози меліоранту за порогом коагуляції високодисперсної фракції ґрунту. W.R. Schonover (1956) запропонував розраховувати дози гіпсу за кількістю кальцію, поглинутого солонцевим ґрунтом з насиченого розчину гіпсу.

Доцільність використання того чи іншого способу розрахунку кальцієвмісних меліорантів визначається властивостями й генезисом солонцевих ґрунтів. Для солонців лісостепової зони України та лучних солонців Степу, які в своїй більшості містять багато натрію, норму гіпсу рекомендується визначати за його вмістом у ГВК. Для малонатрієвих солонців півдня України такий розрахунок принципово неприйнятний, і замість нього розрахунок здійснюють за допоглинанням кальцію солонцевим ґрунтом, або коагуляційно-пептизаційним методом. [1]

На солонцюватих чорноземах України О.М. Грінченко (1954) пропонує локальне (рядкове) внесення малих доз (2-4 ц/га) гіпсу за сівби. Теоретичною основою такого заходу є забезпечення фітоекологічних умов у зоні коренезнаходження культурних рослин за рахунок зниження лужності й поліпшення поживного режиму та життєдіяльності корисної мікрофлори. [2]

В останні роки як меліоранти солонцевих ґрунтів широко використовуються промислові відходи (фосфогіпс, сірчанокисле залізо, сірчана кислота, дефекат цукрових заводів, хлористий кальцій та ін.), серед яких першочергового значення набуває фосфогіпс. Цей меліорант є відходом промислового виробництва фосфорної кислоти та інших видів продукції хімічної промисловості.

У степовій зоні на малонатрієвих солонцях найбільш доцільно застосовувати механічний спосіб меліорації, основою якого є глибока оранка. У процесі проведення глибокого обробітку (триярусний, плантажний) руйнується щільний солонцевий горизонт і до орного шару залучаються природні меліоранти - солі кальцію підсолонцевих горизонтів, що сприяє «самомеліорації» ґрунтів. Певною мірою цей метод альтернативний традиційному гіпсуванню і є більш економічним, оскільки усуваються витрати на доставку і внесення кальцієвмісних меліорантів.

Глибока меліоративна оранка ефективна на солонцевих грунтах, де карбонати (або гіпсон.осні горизонти) знаходяться на порівняно невеликій глибині, доступній для обробітку. Глибина оранки залежить від глибини залягання цих горизонтів і від потужності солонцевого горизонту.

У процесі глибокої плантажної оранки відбувається механічне руйнування щільного солонцевого горизонту, перемішування шарів горизонтів, деяке розбавлення маси солонцевого горизонту масою карбонатного, що сприяє зниженню солонцюватості й поліпшенню агрономічних властивостей ґрунтів, у першу чергу водопроникності та повітряного режиму. [1]

Меліорація техногенно-забруднених земель

Відновлення родючості техногенно-забруднених ґрунтів - одна з найбільш складних проблем охорони агробіоценозів. Внаслідок надмірної концентрації промислового виробництва та високої урбанізації в Україні створилися зони небезпечного рівня забрудненості природного середовища, особливо в Донецькій, Луганській, Дніпропетровській і Запорізькій областях, а також у прикарпатських районах Львівської та Івано-Франківської областей. У промислово розвинутих регіонах України техногенне навантаження досягло екстремальних значень. За рахунок щорічного надходження значної кількості важких металів з газопиловими викидами навколо великих промислових підприємств створилися техногенні геохімічні аномалії, де відбувається забруднення сільськогосподарської продукції та водних джерел.

Надходження важких металів з ґрунту до суміжних середовищ продовжується і після зменшення аерального забруднення, що спостерігається в останні роки.

Отже, єдиний шлях поліпшення екологічної ситуації на техногенно забруднених землях - це регламентація землекористування і ефективна меліорація.

Напружена екологічна ситуація і в нафтогазовому комплексі. В Україні відкрито та експлуатується близько 150 нафтових і газових родовищ, розміщених у Дніпропетровській, Полтавській, Харківській, Сумській, Чернігівській, Львівській та Івано-Франківській областях. Розгалужена система магістральних та інших трубопроводів охоплює всі природно-кліматичні та економічні зони країни.

Щорічно в Україні трапляються десятки аварій, внаслідок яких забруднення природного середовища, у тому числі й ґрунтів, сягає надзвичайно небезпечного рівня.

Аналіз екологічної ситуації неспростовно доводить, що меліорація техногенно-забруднених земель - це нагальна проблема сьогодення, яка потребує свого правового, методичного і технологічного вирішення.

Основні положення концепції меліорації техногенно-забруднених ґрунтів (Фатєєв А.І., Мірошниченко М.М., 2000):

- ґрунтово-екологічне нормування забруднення, тобто оцінка небезпечності впливу забруднювачів на всі компоненти агроландшафтів і адаптованість нормативів до ґрунтових умов;

- екологічне і економічне обґрунтування доцільності проведення меліоративних заходів;

- розробка нових меліоративних заходів та технологій для техногенно-забруднених земель. [14]

Оцінка небезпечності техногенного забруднення є основою для рішення про необхідність проведення меліорації ґрунтів.

Отже, першоосновою ефективної меліорації техногенно забруднених ґрунтів має бути об'єктивна нормативна база, яка б давала відповідь на питання: де, якою мірою та як часто слід проводити поліпшення земель. Таким чином, головним завданням екологічного нормування є оптимізація землекористування за техногенного забруднення та визначення доцільності проведення заходів щодо зменшення забруднення сільськогосподарської продукції і очищення ґрунтів. У світовій практиці найкращим прикладом такої регламентації є нормативна база Нідерландів, де встановлено три рівні вмісту хімічних речовин у ґрунтах:

А - фонові концентрації;

В - концентрації, що викликають стурбованість і вказують на необхідність проведення додаткових досліджень;

С - порогові концентрації, що вказують на необхідність проведення термінових заходів щодо очищення ґрунтів.

Згідно з розробленою Інститутом ґрунтознавства і агрохімії УААН концепцією, ґрунтово-екологічне нормування в Україні повинно передбачати розподіл на землі:

І категорії - придатні для сільського господарства без обмежень;

II - придатні за умови проведення заходів відносно зменшення надходження важких металів до продукції;

III - непридатні для землеробства ґрунти, на яких необхідна деконтамінація або зміна напряму використання. [4]

2.5 Проблеми безпечного застосування агрохімікатів у землеробстві

Світова і вітчизняна практика інтенсивного землеробства впевнено переконує, що добрива - це матеріальна основа кількості і якості рослинницької продукції, джерело біогенних елементів для рослин.

Біогенні елементи - це хімічні елементи, що входять до складу організмів і виконують певні біологічні функції. Науково обґрунтована система застосування агрохімічних засобів дозволяє вирішувати завдання: розширеного відтворення родючості ґрунтів, бездефіцитного або позитивного балансу біогенних елементів і гумусу в системі «Ґрунт - рослина - добриво», отримання збалансованої за хімічним складом і поживною цінністю рослинницької продукції, підвищення рентабельності сільськогосподарського виробництва, покращення екологічної ситуації в аграрному секторі економіки країни.

Водночас застосування добрив та інших засобів хімізації - це досить активний вплив на природне середовище. Наявність різних токсичних домішок в мінеральних добривах, незадовільна їх якість, а також можливі порушення технології їх використання можуть призвести до серйозних негативних наслідків. Нині в індустріально розвинутих країнах, а також в ряді регіонів нашої країни застосовуються високі дози мінеральних добрив, тому їх негативний вплив на природне середовище набуває все більш небезпечного характеру і глобальних масштабів. У нашій країні особлива увага звертається на необхідність підвищення ефективності заходів з охорони природи, впровадження науково.

Основні причини забруднення природного середовища добривами, шляхи їх втрат і непродуктивного використання наступні: недосконалість технології транспортування, зберігання, тукозмішування і внесення добрив.

У недосконалості технології транспортування і внесення добрив необхідно виділити ряд моментів. Так, недолік у транспортуванні добрив полягає у перевалочній системі від заводу до поля і в дефіциті спеціалізованих автотранспортних засобів. Значна частина агрохімічних засобів перевозиться автосамоскидами загального призначення, що призводить до істотних їх втрат.

Збільшення об'єму складських ємностей для зберігання мінеральних добрив, а також удосконалення механізованої технології роботи на складах, тобто завантажувально-розвантажувальних робіт і туко-змішування із заданим співвідношенням поживних елементів в тукосуміші, істотно знижують втрати мінеральних добрив, підвищують їх ефективність, оберігають природне середовище від забруднення.

Істотним джерелом непродуктивного витрачання мінеральних добрив, зниження їх позитивної дії є нерівномірний розподіл по поверхні поля та їх сегрегація (розшарування) під час транспортування і внесення.

В Україні проводиться певна робота з удосконалення техніки внесення добрив, підвищення якості робіт, зниження непродуктивних втрат добрив, хімічних меліорантів та інших агрохімічних засобів, удосконалюються технології роботи з добривами. До таких технологій слід віднести, перш за все, технологію централізованого приготування і внесення тукосумішей, контейнерну технологію, перевантажувальну технологію транспортування і внесення добрив з використанням високопродуктивних автомобільних перевантажувачів вантажомісткістю 8 т, технологію роздрібненого внесення добрив і технологію внутрішньогрунтового внесення добрив. Для здійснення цих прогресивних технологій промисловість уже частково поставляє сільськогосподарському виробництву необхідні засоби механізації. [3]

Порушення науково обґрунтованої технології застосування добрив також є істотним джерелом їх втрат і забруднення навколишнього середовища. У процесі впливу агрохімічних засобів на природне середовище першочергове значення має азот. Азотні добрива вирішують проблему білка в сільському господарстві, а отже, і рівень продуктивності землеробства і тваринництва. У разі порушення технології їх застосування вони можуть справити суттєвий негативний вплив на біосферу - ґрунт, воду, атмосферу, рослини, а через них - на тварин і людину. Втрати азоту з добрив бувають досить значними. Він засвоюється за польових умов орієнтовно на 40%, в окремих випадках - на 50-70, іммобілізується в ґрунті на 20-30%. Більша його частка включається у склад важкогідролізованих гумусових речовин. Втрати азоту за рахунок звітрювання різних газоподібних сполук складають в середньому 15-25% о від внесеного, а втрати від вимивання залежать від властивостей грунту, клімату, погоди, водного режиму, форми і дози добрива, виду культури тощо. [9]

Факторами, що визначають втрати азоту, є дози, форми, строки і способи внесення азотних добрив, правильне співвідношення азоту з іншими поживними елементами; гранулометричний склад та інші властивості ґрунту, ступінь його еродованості; погодно-кліматичні умови; особливості технологій застосування добрив на зрошуваних і осушених землях; вид культури і спеціалізація сівозміни. Частка азоту добрив в загальних втратах азоту від вимивання становить 10-15%, решта втрат - азот ґрунту, тому необхідний комплексний підхід до розробки заходів боротьби з втратами азоту.

Стратегія побудови системи удобрення повинна полягати в тому, що в перший рік рослина використовує максимальну кількість азоту для формування врожаю. Невикористані його форми легко зазнають денітрифікації, а ті, що залишилися у ґрунті, створюють загрозу нітратного забруднення навколишнього середовища.

Наукою розроблені чіткі рекомендації щодо застосування азотних мінеральних і різних видів органічних добрив, що забезпечують рівновагу в агроландшафтах і одержання екологічно чистої продукції. Справа полягає в дотриманні встановлених оптимальних доз і в рівномірному їх внесенні на поверхню поля. Антропогенне втягування в природний колообіг технічного і біологічного азоту супроводжується активізацією потоків нітратів у біосфері. Внаслідок цього втрачається азот із ґрунту, знижується продуктивність агроценозів, погіршується еколого-гігієнічний стан зовнішнього середовища

Найбільшу загрозу для людини становлять нітрозосполуки. Вони мають виражені канцерогенні, мутагенні й ембріотоксичні властивості.

Великої шкоди завдають нітрати тваринництву, якщо в кормах концентрація їх перевищує гранично допустимі межі. Летальна доза нітратів для великої рогатої худоби в добовій нормі корму становить приблизно 250 г. Отруєння проявляється вже через 1-2 год. після згодовування, а через 10 год. тварина гине. [8]

За незначної кількості нітратів у ґрунті азот їх майже повністю перетворюється в органічні сполуки ще в корінні рослин. Якщо ж ґрунт містить надлишок нітратів, то вони надходять у стебла, листки та плоди.

Застосування зростаючої кількості мінеральних азотних добрив призводить до нагромадження надлишкового азоту, доля якого надалі складається по-різному. Певна частка його разом з ґрунтовими водами мігрує в межах профілю ґрунту. Але азот у формі нітратів вимивається до верхніх водоносних горизонтів і може нагромаджуватися у підґрунтових водах. З цієї причини значний рівень нітратів у ряді місць інтенсивного землеробства вже виявляється на глибині 10 м і більше.

Забруднення підґрунтових вод відбувається не лише за нераціонального застосування добрив, а й внаслідок неправильного їх зберігання. Навіть розкидані по полю мішки з-під добрив негативно впливають на якість підґрунтових вод, особливо на осушених землях.

Забруднення сполуками азоту вод відкритих водойм - ставків, річок, озер - відбувається внаслідок змивання азотистих сполук під час зрошення полів та атмосферними опадами.

Для зменшення надходження азоту в геологічний колообіг пропонується посилити біологічний колообіг, основними критеріями якого є впровадження контурно-меліоративного землеробства, нормоване використання добрив, рівномірний їх розподіл по поверхні полів, роздрібнене внесення азотних добрив під зернові культури і багаторічні трави, широке впровадження в практику, де це можливо, післяжнивних та післяукісних посівів.

У місцях видобування корисних копалин, поблизу великих промислових підприємств, нагромадження у ґрунті азоту відбувається за рахунок газопилових викидів. Щоб уникнути негативних наслідків застосування азотних добрив, треба, перш за все, раціонально їх розподіляти по зонах, типах ґрунтів і окремих культурах.

Певну роль відіграють форми азотних добрив. Аміачним формам, таким як сульфат амонію, властива дещо повільна здатність до нітрифікації, а нагромадження нітратів у ґрунті має розтягнутий характер, тому у разі внесення перед сівбою або в підживлення вони не нагромаджуються в стеблах, листках і плодах так швидко, як за внесення аміачної селітри. Нітрифікація амонію, рідкого аміаку і карбаміду відбувається порівняно швидше, ніж сульфату амонію. Із цього можна зробити висновок, що під листкові овочі необхідно, за можливості, застосовувати аміачні форми добрив, а нітратні - під зернові культури.

Важливе значення мають строки внесення азотних добрив. Найкраще вносити їх безпосередньо перед сівбою або в раннє підживлення. При цьому менше утворюється нітратів за рахунок нітрифікації і мобілізації екстраазоту ґрунту.

Нагромадження нітратів у ґрунті залежить також від способів внесення азотних добрив. Локальне застосування аміачних форм посилює надходження азоту в рослини порівняно з розкидним способом, підвищує врожайність сільськогосподарських культур, водночас знижує нітрифікацію амонію і нагромадження нітратів у рослинах.

Як у формуванні родючості ґрунту, так і функціонуванні живих організмів важливу роль відіграє фосфор. Він у ґрунтах знаходиться у вигляді мінеральних та органічних сполук, переважно у важкорозчинних формах. Мінеральні сполуки перебувають у нейтральних ґрунтах у вигляді солей кальцію і магнію, кислих - солей амонію та заліза.

Вважають, що до 30-50% о внесеного з добривами Р₂О₅ адсорбується ґрунтом і переходить у легкодоступну для рослин форму. З часом адсорбований фосфор на 40-50% може бути десорбованим і використаним рослинами. [8]

Враховуючи винятково високу хімічну і біологічну активність фосфору в умовах дедалі більшого його застосування, слід встановити негативні фактори дії фосфору та його сполук на життєво важливі елементи біосфери - навколишнє середовище, живі організми, продукти живлення людей і тварин. У першу чергу постає питання міграційної здатності фосфорних сполук, з якими він може проникати в те чи інше середовище, продукти харчування.

Міграція фосфору по профілю ґрунтів відбувається в основному у вигляді колоїдів (складних органо-мінеральних комплексів), в яких роль комплексоутворювача належить органічним сполукам.

Досить вагомим фактором втрат фосфору з корисної сфери діяльності людини є поверхневе змивання його у вигляді розчинних фосфатів солей, фосфорних сполук (добрив) і фосфоровмісних речовин (мулувата фракція ґрунту, органічні добрива), які і є джерелом забруднення наземних відкритих водойм.

Втрати фосфору, внесеного з добривами, досягають значних розмірів, особливо під час введення протиерозійних заходів і заорювання добрив.

Ні з низхідними потоками води, ні із поверхневими стоками втрати фосфору не є такими відчутними, щоб це різко впливало на родючість ґрунту та його поживний режим (якщо фосфор не втрачається з великою кількістю твердої фази ґрунту). Але вже порівняно і невеликої кількості фосфатів, які надходять у наземні води, достатньо для розвитку шкідливого процесу - евтрофікації. У водах інтенсивно розвивається із фітопланктон («цвітіння» води), від чого зменшується вміст кисню, що різко знижує продуктивність рибного господарства, втрачається рекреаційна якість водойм. Концентрація в них фосфору, за якої не порушується екологічна рівновага водної системи, становить 0,03-0,06 мг/л влітку і 0,05-0,1 мг/л взимку. [8]

В умовах інтенсивного землеробства надходження фосфору у відкриті наземні водойми в концентраціях, що перевищують граничні норми, стає досить реальним і поширеним явищем. Підвищення міграційної здатності фосфатів відбувається внаслідок порушення структури посівних площ в агроландшафтах, що прискорює надходження біофільних елементів у геологічний колообіг. К.Е. Гінзбург вважає, що на міграцію фосфору значно впливає механічна дія на ґрунт: оранка, ріст кореневої системи рослин, переміщення з найдрібнішими глинистими частками. Це пов'язано також із підкисленням ґрунту під час внесення мінеральних добрив, руйнуванням ГВК і вимиванням часток, багатих фосфором, у нижчі шари ґрунту.

Небезпечність для здоров'я людини становить відносний надлишок фосфору в продуктах харчування щодо кальцію. Оптимум співвідношення Са: Р = 1:1 або 1:1,5. Будь-яке відхилення від цього призводить до захворювання. [8]

Вирощена продукція практично не містить стільки фосфору, який би в надлишковій кількості негативно впливав на живі організми. Але фосфор, меншою мірою будучи забруднювачем середовища порівняно з азотом, має ряд супутніх елементів, що створюють негативну біохімічну і радіологічну обстановку.

Негативні наслідки у разі втручання людини в колообіг фосфору в природі не обмежуються введенням у життєві сфери шкідливих домішок. Під час внесення надвисоких доз фосфорних добрив з часом у ґрунті нагромаджується надлишок фосфору, що призводить до негативних наслідків. У зафосфачених ґрунтах знижується вміст засвоюваних мікроелементів, рослини передчасно припиняють вегетацію, що знижує урожай. Під впливом надлишкового фосфору відбувається інтенсивне включення металів у міграційні процеси, тому за умов інтенсивної хімізації землеробства фосфор стає потужним антропогенним фактором, і застосування дуже високих доз фосфорних добрив недоцільне.

У разі внесення високих доз фосфорних добрив частка засвоєння його рослинами знижується. Порушення оптимальних співвідношень поживних речовин під час внесення добрив також призводить до зниження рівня використання фосфору.

Сучасною наукою встановлені оптимальні фосфатні рівні для різних ґрунтів. Для дерново-підзолистих і сірих лісових ґрунтів він становить 10-15 мг Р2О5 на 100 г. ґрунту (за Кірсановим), для чорноземів - 11-16 мг (за Чириковим) і каштанових ґрунтів - 3-3,5 мг (за Мачигіним). Для підвищення вмісту фосфатів на 1 мг в 100 г. ґрунту витрати фосфорних добрив коливаються від 63 до 222 кг/га, знижуючи вихідний рівень фосфатів та мулистої фракції у ґрунті (Носко Б.С., 1982). На ґрунтах з низьким рівнем забезпечення рухомим фосфором в Поліссі і Лісостепу внесення фосфорних добрив «в запас» з розрахунку 200-220 кг/га Р2О5 один раз у 2-3 роки забезпечує високий приріст урожаю, особливо озимої пшениці, буряків і картоплі, та підвищення рівня рухомого фосфору на 1-2 мг в 100 г. ґрунту. [11]

За надлишкового внесення фосфорних добрив на будь-яких типах ґрунтів спостерігається депресія врожаю зернових та інших культур, що у багатьох випадках пов'язано із блокуванням фосфатами заліза, цинку та інших мікроелементів, які впливають на процеси фотосинтезу рослин. За надмірних доз фосфорних добрив можливе забруднення навколишнього середовища фтором, кадмієм і деякими радіоактивними елементами.

Проте у разі внесення регламентованих наукою доз фосфорних добрив «в запас» негативних явищ та їх впливу на навколишнє середовище і депресію врожаю не спостерігали.

Життєво необхідним елементом мінерального живлення рослин є калій, який підвищує гідрофільність колоїдів протоплазми, підтримує рослинний організм у діяльному стані. За достатнього калійного живлення рослини краще утримують воду, набагато легше переносять короткочасні посухи. Роль калію посилюється за амонійного живлення рослин: краще засвоюється азот, більше утворюється білків.

Порівняно із фосфором вміст калію набагато вищий як в атмосферних опадах, так і у водах агроландшафту. Досить помітно на його міграцію впливає застосування добрив. У більшості водних об'єктів спостерігається сезонна залежність концентрації калію: підвищується від літа до осені, коли рослинний покрив мінімальний.

Сама по собі наявність калію у воді не є шкідливою для людини і тварин. Але він разом із фосфором та іншими біофільними елементами сприяє евтрофікації водоймищ, тому обмежувати надходження його у води також необхідно, як фосфору і азоту. У природні води калій може надходити внаслідок його вимивання з ґрунту, а також з твердим ґрунтовим стоком під час ерозійних процесів. Багато його може надходити у водойми з атмосферним пилом, особливо поблизу промислових об'єктів і міст. І все ж міграція калію в агроландшафтах менш вивчена, ніж азоту і фосфору.

Значна частка калію у ґрунти різних регіонів надходить за рахунок мінеральних добрив, промислових і комунальних стоків, відходів тваринництва і атмосферних опадів. Співвідношення цих джерел надходження змінюється залежно від регіонів (промислові, природні угіддя, інтенсивне землеробство), та головним серед них є застосування калійних добрив. Порівняльну оцінку значенню калійних добрив у колообігу калію в сільськогосподарських регіонах найбільш достовірно можна виконати на основі аналізу ландшафтно-агрохімічного балансу калію.

Концентрація калію у поверхневих і ґрунтових водах значною мірою визначається такими природними факторами, як тип ґрунту і його гранулометричний склад. Внесення калійних добрив є основною статтею у прибутковій частині балансу калію.

Особливості використання земель, кількість внесених добрив значно впливають на концентрацію калію у поверхневих стічних водах, що потрапляють у ставки, річки, озера. У північних районах європейської частини біогенні елементи, у тому числі й калій, у значній кількості виносяться з рідким стоком. У південних районах Лісостепу і Степу основна форма виносу калію - тверді стоки. [14]

У найбільшій кількості втрати калію із сільськогосподарських угідь відбуваються з твердими стоками.

Змитий ґрунт у процесі ерозії перемивається потоками води, при цьому з нього вилуговується значна частина калію, який з водами надходить у відкриті водойми.

Вітчизняною наукою доведена можливість внесення калійних добрив «в запас». Проте, виходячи з екологічних і економічних міркувань, треба уникати одноразового внесення занадто високих доз калійних добрив, бо це, крім всього іншого, призводить до фіксації калію в необмінний стан, порушує співвідношення Са: (Т\Га+К), що прискорює заміну в ГВК двовалентних катіонів одновалентними і погіршує фізико-хімічні властивості ґрунту.

Надмірне внесення калійних добрив порушує в ґрунті баланс магнію, натрію, кальцію, бору та їх співвідношення, що може негативно вплинути на стан здоров'я тварин.

На здоров'я тварин негативно впливає вміст калію в кормах, який перевищує 2-2,4% К2О.

Потреба тварин у калії задовольняється за вмісту його в траві 0,03-0,1% на суху речовину: вміст К2О в кормі не повинен перевищувати 2,5-3%.

Одним із недоліком багатьох мінеральних добрив є наявність в них супутніх баластних елементів (фтору, хлору, натрію), а також токсичних важких металів (кадмію, свинцю тощо). Деякі з цих елементів в невеликих кількостях можуть справляти позитивну дію на ріст і розвиток рослин. За систематичного ж внесення підвищених доз добрив баластні елементи можуть накопичуватися в ґрунті в значних кількостях, негативно впливаючи на його властивості і родючість, на урожай і його якість, а мігруючи в ґрунтові води, підвищувати в них концентрацію солей. Межі коливань вмісту токсичних елементів в мінеральних добривах можуть бути досить значними. Вміст технічних домішок в мінеральних добривах і меліорантах становить: бору - 0,1-0,2%, молібдену - 0,05-0,13, марганцю - 1,0-1,5, міді - 0,01-0,5, цинку - 0,05-1,5, стронцію - 0,5-2,1, фтору - 0,3 - 3,8, миш'яку - 10-3-10-4, кадмію - 10"4, свинцю - 10-4% (Минеев В.Г., 2004). У суперфосфатах кількість основних домішок складає: миш'яку - 1,2-2,2 мг/кг, кадмію - 50-170, хрому - 66-243, кобальту - 0-9, міді - 4-79, свинцю - 7-92, нікелю - 7-32, селену - 0-4,5, ванадію - 20-180, цинку 50-1430 мг/кг (Рамад Ф., 1981). [11]

Токсичні елементи попадають в мінеральні добрива головним чином з сировиною для їх виробництва, частково забруднюють їх у технологічному процесі. Наприклад, 50-80% фтору, що надходить з фосфатною сировиною, залишається в добривах, тому з 1 т необхідного рослинам фосфору на поля надходить близько 160 кг фтору. А це призводить до погіршення властивостей і родючості ґрунту, до пригнічення в ньому біологічних процесів, порушення біологічних процесів у рослинах. Фтор негативно впливає на фотосинтез і біосинтез білка, порушує діяльність таких ферментів, як енолаза, фосфоглукомутаза, фосфатаза. Він може нагромаджуватися в продуктах харчування, у пшениці, картоплі, рисі, негативно впливаючи на здоров'я тварин і людини.

Небезпечне забруднення ґрунтів також важкими металами в результаті застосування мінеральних добрив.

За сучасного рівня хімізації на 1 га попадає, наприклад, декілька грамів кадмію і для допустимого збагачення ним ґрунту (0,1 мг/кг) потрібно 100 років. Проте необхідно врахувати, що інтенсивне техногенне забруднення ґрунту відбувається комплексно не тільки мінеральними добривами і не тільки кадмієм, а й іншими токсичними елементами. Наприклад, гній також є деяким джерелом накопичення кадмію в ґрунті. Вміст кадмію в стійловому гної в середньому складає 0,4 мг/кг, свинцю - 6,6 мг/кг сухої речовини. За норми витрати до 5 т/га сухої речовини з гноєм щорічно вноситься 1-4 г./га кадмію, що менше 1% від вмісту його у верхньому шарі ґрунту. [11]

Численні шляхи можливого забруднення природного середовища агрохімічними засобами не залишаються без наслідків, а справляють різнобічний негативний вплив практично на всі ланки біосфери. Несприятливий вплив добрив, різних відходів, що застосовуються для удобрення, і хімічних меліорантів можна звести в основному до наступного.

Неправильне застосування добрив може погіршити колообіг і баланс поживних речовин, агрохімічні властивості і родючість ґрунту.

Порушення агрономічної технології застосування добрив, недосконалість якості і властивостей мінеральних добрив можуть знизити урожай сільськогосподарських культур і якість продукції.

Потрапляння поживних елементів добрив і ґрунту в ґрунтові води з поверхневим стоком може призвести до посиленого розвитку водоростей, утворення планктонів, тобто до евтрофікації природних вод із негативними наслідками.

Потрапляння добрив та їх сполук в атмосферу справляє негативний вплив на діяльність сільськогосподарських та інших підприємств, на здоров'я тварин і людини. Висловлюються також побоювання про можливе руйнування озонового екрану стратосфери внаслідок проникнення в неї К₂О, що утворюється внаслідок денітрифікації азотних сполук ґрунту і добрив.

Різнобічний вплив на ґрунт агрохімічних засобів можна показати на наступних прикладах. Систематичне застосування фізіологічно кислих мінеральних добрив на дерново-підзолистих ґрунтах підвищує їх кислотність, прискорює вимивання з орного шару кальцію і магнію, збільшує ненасиченість ґрунтів основами, в цілому знижує родючість ґрунту. За цього випадку застосування мінеральних добрив необхідно поєднувати з вапнуванням як заходом хімічної меліорації ґрунту. В комплексі створюються оптимальні умови живлення рослин і поліпшення властивостей ґрунту. Вапнування не тільки знижує кислотність ґрунту і покращує його властивості та посилює біологічну активність, мобілізує фосфор і молібден, але іммобілізує залізо, цинк, нікель, мідь, кобальт, марганець та інші елементи; послаблює токсичність таких елементів, як кадмій, свинець, стронцій, ртуть та інші, знижуючи їх доступність рослинам.

Застосування добрив може не тільки мобілізувати окремі поживні елементи ґрунту, але й іммобілізувати, тобто зв'язувати їх, перетворюючи в недоступну для рослин форму. Наприклад, однобічне використання високих доз фосфорних добрив, особливо на карбонатних чорноземах, часто значно знижує вміст рухомого цинку в ґрунті, спричиняючи цинкове голодування рослин, що справляє негативний вплив на кількість і якість урожаю, тому застосування високих доз фосфорних добрив нерідко зумовлює необхідність внесення цинкового удобрення.

Оптимізація застосування добрив під різні сільськогосподарські культури з урахуванням родючості ґрунту істотно знижує надходження токсичних елементів в рослину. Чим краща забезпеченість рослин елементами живлення і чим ближче їх співвідношення до оптимуму, тим менше надходить, наприклад, радіонуклідів у рослини.