З катіонів найбільше забруднює природні водойми кальцій. Його вимивання посилюється високими дозами мінеральних добрив (особливо фізіологічно кислих). Це також характерно і для магнію, хоча його втрати з фільтраційними водами менші. Зазначений процес посилюється при зрошенні, особливо у разі порушення режиму поливів.

Втрати поживних речовин різко зростають при одноразовому внесенні високих доз азотних та інших добрив. Оскільки під їхньою дією посилюється рухливість поживних речовин ґрунту, водночас збільшується й вимивання (табл. 1.66). Таким чином, надмірна кількість добрив є потенційним джерелом втрат поживних елементів і забруднення навколишнього середовища.

Форма добрив також впливає на рухливість елементів живлення, а отже, і на ступінь вимивання їх з орного шару. Аміачна і амонійна форми вимиваються менше, ніж нітратна. Так, з аміачної селітри за три роки спостережень вимивалося до 90% нітратів і лише 17% — амонійного азоту.

На динаміку міграції елементів живлення значною мірою впливає характер землекористування. Їхні втрати, як правило, більші на ділянках, зайнятих просапними культурами або культурами, які вирощують по чорному пару. Під травами і культурами суцільної сівби ці показники значно нижчі. Позитивну роль відіграють післяжнивні культури, що перешкоджають вимиванню поживних речовин, внесених під попередник. При розробці рекомендацій щодо застосування добрив потрібно враховувати питання охорони навколишнього середовища. Суворе дотримання правил застосування добрив — важлива умова запобігання його забрудненню.

Лабораторні дослідження динаміки вмісту нітратів у різних типах ґрунтів дали змогу визначити їхню потенційну здатність до самоочищення. Можна припустити, що основними факторами, які впливають на вміст нітратів, є фізико-хімічні процеси в ґрунті, а також біологічна активність ґрунтової мікрофлори (табл. 1.67). Загальною закономірністю для всіх досліджуваних ґрунтів було зниження вмісту останніх протягом періоду інкубації. Проте різні типи ґрунтів характеризуються неоднаковими темпами зменшення кількості нітратів і залишком їх у кінці досліду. Для порівняння цих показників визначали коефіцієнти самоочищення ґрунтів за формулою, запропонованою К. Вурманом (1972):

де Зс — здатність середовища до самоочищення; Sm — показник самоочищення; со, сk — концентрації забруднювача відповідно на початку і в кінці процесу очищення; t — тривалість процесу самоочищення; g — загальна маса середовища; Q — прибуток забруднювача.

Коефіцієнти самоочищення ґрунтів від нітратів наведено у таблиці 1.49. У дерново-підзолистому ґрунті максимальна швидкість самоочищення у перші п’ять діб після внесення нітратів. При підвищенні дози забруднення цей показник зростав (196 мг NO3 за добу) і найвищим був при дозі добрив N900.

Завдяки високій швидкості очищення вже на 10-ту добу вміст нітратів у ґрунті знижувався на 97—99 % від внесеної кількості, а на 20-ту — дорівнював початковому рівню. Слід зазначити, що в перші п’ять діб при підвищенні дози цей показник знижувався, а при дозі азоту N900 спостерігалося майже повне пригнічення цього процесу. Після 10-ти добовій інкубації відмічалась адаптація мікрофлори, активність самоочищення ґрунту посилювалась відповідно до зростання доз нітратного навантаження. Найвищою вона була при дозі N900 і становила 270 мг NО3- за добу. Проте навіть після 60 діб інкубації ґрунт не набував початкового стану, а кількість нітратів у кінці досліду перевищувала вихідний рівень у 2,4—2,7 раза.

Для забезпечення планового врожаю цукрових буряків дозу азоту Nд визначають за формулою Зубенка, Борисюка та Шияна:

де Nросл — винос азоту запланованим урожаєм коренеплодів і відповідної кількості гички; Nзасв — запаси обмінного амонійного та нітратного азоту в кореневому шарі ґрунту 0—150 см; Nмін — кількість азоту, що мінералізується протягом вегетації; К1, К2, К3— відповідно коефіцієнти використання цукровими буряками азоту з добрив, запаси доступного азоту в ґрунті і потенціал мінералізації органічних азотовмісних сполук ґрунту.

Винос азоту запланованим урожаєм встановлюють за нормативною біологічною потребою цукрових буряків в азоті для формування 1 т урожаю коренеплодів і відповідної кількості гички. Вона становить 5—6 кг/т (вищий показник для умов достатнього зволоження). Запаси доступного азоту визначають за результатами хімічного аналізу шарів ґрунту 0—30, 30—60, 60—90, 90—120 і 120—150 см. Потенціал мінералізації органічного азоту розраховують за нагромадження м мінерального азоту в ґрунті при тривалому його компостуванні або з урахуванням того, що за період вегетації цукрових буряків мінералізація ґрунтового азоту досягає близько 30 кг/га на кожний відсоток гумусу в ґрунті.

У природі розрізняють два типи кругообігу речовин: великий, або геологічний, і малий, або біологічний. Із геологічним кругообігом пов’язані розчинення і винос елементів живлення з ґрунту в ріки, моря та океани, де вони відкладаються у вигляді осадових порід. Потім внаслідок різних геологічних процесів елементи живлення можуть виходити на земну поверхню, піддаватися повторному вивітрюванню, фізико-хімічним перетворенням і використанню рослинами. Це відбувається протягом тривалого геологічного періоду.

Під біологічним кругообігом речовин розуміють біологічний синтез і повернення елементів живлення із живого організму в навколишнє середовище, тобто переміщення хімічних елементів у системі ґрунт—рослина. Бувають його річні, сезонні, багаторічні й вікові цикли. Від мети вивчення виділяють молекулярний елементарний і глобальний біологічний кругообіги речовин. Якщо вивчають перетворюючий вплив живих організмів на навколишнє середовище, розрізняють прогресивний тип — при поліпшенні біотою навколишнього середовища і консервативний — коли воно відсутнє.

Біологічний кругообіг речовин відбувається в біологічних системах: замкнених, відносно замкнених і незамкнених. Прикладами можуть бути рослинні формації сухого клімату, помірно зволожених ґрунтів та рослинні угруповання біля водойм. У взаємодії між ґрунтом і рослинами існують дві гілки біологічного кругообігу: низхідна — пересування поживних речовин від першого до другого об’єкта і висхідна