Оценка экологического риска побочных продуктов животноводства и птицеводства

EDN: KWKVPR

Активное развитие агропромышленного комплекса приводит к масштабному образованию органических отходов. Данное явление наблюдается в различных странах, в том числе и в России. Ежегодный объем образования органических отходов на предприятиях агропромышленного комплекса РФ оценивается в диапазоне 600–650 млн тонн, из которых на отходы животноводства и птицеводства приходится значительная часть: образуется не менее 160 млн тонн навозной массы и сырого помета, из которых используется менее 50% [Глеба, 2019].

Одним из вариантов решения проблемы накопления органических отходов животноводства и птицеводства является их переработка с дальнейшим применением в качестве удобрения. Отраслевая программа Министерства сельского хозяйства РФ на период до 2030 г. ставит целью увеличение доли побочных продуктов сельского хозяйства, которые будут переведены в категорию вторичных ресурсов, т. е. органических удобрений. Дальнейшее применение таких ресурсов по назначению способствует повышению плодородия почв, что приводит к увеличению выхода сельскохозяйственной продукции. Однако мировые исследования показывают, что длительное внесение органических отходов животноводства и птицеводства в виде удобрений приводит к загрязнению сельскохозяйственных земель и несет в себе экологическую угрозу. В большинстве случаев загрязнение обусловливается содержанием в побочном продукте (отходе) животноводства и птицеводства не только различных микроорганизмов, антибиотиков и других органических соединений, но и тяжелых металлов [More, Dhakate, 2025]. Так, внесение птичьего помета в качестве удобрения на протяжении 16 лет привело к повышению концентрации кадмия и меди в почве на 20–38% и 9–21% соответственно [Zhang et al., 2025а, b]. Применение для полива воды с разведенным в ней побочным продуктом животноводства повышает концентрацию цинка, мышьяка, кадмия и хрома в почве, при этом индекс потенциальной экологической опасности данной почвы в 3 раза превышал аналогичный показатель для земель, орошаемых чистой водой (см. [Soleimani et al., 2023]). Применение статистического анализа подтвердило, что основной причиной повышения концентрации тяжелых металлов в сельскохозяйственных почвах Малайзии является внесение удобрений [Islam et al., 2025]. При этом наибольшую долю в повышении уровня экологической опасности данных земель вносят такие металлы, как свинец и кадмий.

В ряде работ отмечено, что концентрация тяжелых металлов может увеличиваться с течением времени также из-за химических процессов, протекающих как в почвах, так и в органических удобрениях. В частности, одним из таких процессов является гумификация, при которой образуются макромолекулы гуминовых кислот, содержащие такие функциональные группы, как карбоксильные, гидроксильные и ряд других. Взаимодействие с данными группами приводит к образованию хелатных комплексов с металлами. В работе [Zhang et al., 2025а, b] было обнаружено, что данный механизм приводит к повышению биодоступности меди, цинка, хрома и ртути. Возможно, подобные процессы могут протекать и в побочных продуктах животноводства и птицеводства в период их складирования или компостирования.

Существующее нормативное и техническое регулирование в сфере обращения с отходами, вторичным сырьем и вторичными ресурсами в сельском хозяйстве определяет органические удобрения как побочные продукты животного происхождения, которые подлежат обязательному экологическому контролю в отношении их микробного и химического загрязнения в рамках природоохранного законодательства [РД 52.18.286-91, 1991; О побочных продуктах …, 2022]. Однако, согласно ГОСТ Р 53117-2008, нормы предельно допустимых концентраций (ПДК) для удобрений, полученных на основе побочных продуктов агропромышленного комплекса, установлены только для четырех тяжелых металлов (свинец, кадмий, ртуть, мышьяк), тогда как спектр данных загрязнителей в составе навоза и помета существенно шире. Так, в СанПиН 1.2.3685-21 для сельскохозяйственных почв установлены предельно допустимые концентрации для таких тяжелых металлов, как никель, хром, цинк и медь. В связи с вышесказанным возникает проблема безопасности использования компоста на основе продуктов животноводства и птицеводства.

Цель работы – оценка экологической безопасности применения побочных продуктов животноводческих и птицеводческих хозяйств Пермского края в качестве органического удобрения.

Материалы и методы

Образцы побочных продуктов . Пробы побочных продуктов были получены из трех животноводческих хозяйств и одного птицеводческого хозяйства Пермского края (Россия), с разными сроками и условиями компостирования, включая свежие (не компостированные) образцы (по 4–8 проб каждого срока из каждого хозяйства) (табл. 1).

Таблица 1

Характеристика образцов органических отходов [Characteristics of organic waste samples]

№ точки отбора	Шифр образца	Вид побочного продукта	Период	Условия компостирования	Хозяйство
1	Х1.1	Коровий навоз	1–3 дня	н/п*	ООО «Агрофирма Труд», д. Кужлево
2	Х2.1	Коровий навоз	1–3 дня	н/п	СПК «Хохловка», д. Скобелевка
	Х2.2	Коровий навоз	1 месяц	Аэробное/анаэробное хранение
	Х2.3	Коровий навоз	12 месяцев	Аэробное/анаэробное хранение
3	Х3.1	Коровий навоз	1–3 дня	н/п	ООО «Русь», с. Большая Соснова
	Х3.2	Коровий навоз	1 месяц	Аэробное/анаэробное хранение
	Х3.3	Коровий навоз	12 месяцев	Аэробное/анаэробное хранение
4	Х4.1	Куриный помет	14 дней	н/п**	АО «Агросила птицефабрика Пермская»
	Х4.2	Куриный помет	6 месяцев	Закрытое хранилище
	Х4.3	Куриный помет	12 месяцев	Закрытое хранилище (6 месяцев)+хранение в буртах (6 месяцев)

Примечание: * н/п – не применимо.

Химический анализ на наличие металлов . Водорастворимые формы металлов извлекали из 10 г сухой пробы органических отходов, ресуспендировали в 125 мл деионизированной воды с последующим перемешиванием в течение 1 ч при комнатной температуре. Полученную суспензию пропускали через фильтровальную бумагу «синяя лента», а фильтрат упаривали на водяной бане при 80–90°C до объема 50 мл. После охлаждения до комнатной температуры раствор количественно переносили в мерную пробирку объемом 50 мл, добавляли 2–3 капли концентрированной HNO 3 и, при необходимости, доливали деионизированной водой до метки. Калибровочные растворы готовили на основе ГСО 7330-96 в концентрациях 0.1–10 мг/л с построением калибровочных кривых (линейность R²> 0.99). Определение содержания металлов проводили по методике РД 52.18.286-91 «Измерение массовой доли водорастворимых форм металлов в почвенных пробах атомно-адсорбционным методом» на атомно-адсорбционном спектрометре AA-6300 (Shimadzu, Япония) в режиме пламенной атомизации с использованием воздух-ацетиленового пламени. Параметры анализа включали: длины волн (нм) – Al 309.3, K 766.5, Ca 422.7, Na 589.0, Fe 248.3, Cd 228.8, Co 240.7, Mg 285.2, Cu 324.8, Mo 313.2, Ni 232.0, Pb 283.3, Zn 213.9; лампы с полым катодом; пределы обнаружения согласно методике.

Показатели экологического риска . Потенциальный экологический риск (PER) для каждого тяжелого металла в исследуемых образцах рассчитывали по методике [Håkanson, 1980] как произведение фактора биологической токсичности металла (Fi) и концентрации данного металла в образце (Ci, мг/кг). Факторы токсичности составляли: F Mn = 1, F Zn = 1, F Ni = 5, F Pb = 5, F Cu = 5, F Cd = 30 [Islam et al., 2025]. Классификация рисков: PER < 1 – низкий, 1 < PER < 5 – средний, 5 < PER < 20 – значительный, PER > 20 – высокий.

Индекс потенциального экологического риска (PERI) определяли как сумму потенциальных экологических рисков всех металлов (PER i ).

Значения индекса потенциального экологического риска интерпретируются следующим образом: PERI < 150 – уровень риска низкий, 150 < PERI < 300 – уровень риска средний, 300 < PERI < 600 – уровень риска высокий, PERI > 600 – уровень риска очень высокий [Soleimani et al., 2023; Islam et al., 2025].

Статистическая обработка данных . Статистическую обработку результатов осуществляли с использованием пакета MS Exсel. Нормальность распределения проверяли тестом Шапиро – Уилка. Для сравнения независимых выборок применяли непараметрический t-критерий Стьюдента (n = 4–8 повтор- 202

ностей). Результаты выражали как среднее значение ± стандартная ошибка среднего ( M ± SE). Проводили одно- и двухфакторный дисперсионный анализ (ANOVA) с помощью апостериорного теста Тьюки при уровне значимости p <0.05, рассчитывали коэффициент корреляции Пирсона.

Графическая визуализация данных . Географическую визуализацию результатов выполняли в ArcMap 10.4.1 в наборе ArcGIS Desktop для создания тематических карт распределения содержания металлов и нанесения точек отбора проб на основании координат.

Результаты и их обсуждение

Содержание металлов в побочном продукте животноводческих и птицеводческого хозяйств . Образцы побочных продуктов трех животноводческих и одного птицеводческого хозяйств проанализированы на наличие в них металлов, входящих в группы щелочных, щелочноземельных и тяжелых (рис. 1, 2).

Щелочные металлы . Содержание натрия (Na) варьировало от 71.1±0.3 мг/кг до 238.2±0.1 мг/кг (рис. 1). Наибольшие значения были характерны для побочных продуктов птицеводческого хозяйства. В продуктах животноводческих ферм концентрация натрия варьировала незначительно. Достоверной корреляционной зависимости между количеством натрия и периодом хранения побочных продуктов животноводства не выявлено. Напротив, при средней силе коэффициента корреляции Пирсона между концентрацией натрия и временем компостирования куриного помета (r = 0.592) однофакторный дисперсионный анализ выявил влияние фактора времени на содержание натрия в побочном продукте птицеводства (F(17.3) > F crit (4.1), p = 0.0001).

Концентрация калия (К) в исследованных образцах составила от 176.8±0.2 мг/кг до 7992.5±0.1 мг/кг (рис. 1). При этом содержание калия в курином помете было на порядок выше, чем в коровьем навозе. Анализ корреляции Пирсона показал, что концентрация калия находится в линейной прямой зависимости от периода компостирования побочного продукта в образцах Х3 и Х4 (r = 0.995 и 0.885 соответственно), и в обратной линейной зависимости – в образцах Х2 (r = –0.793). Данные однофакторного дисперсионного анализа также подтвердили влияние периода хранения навоза/помета на содержание калия.

Щелочноземельные металлы . Содержание кальция (Са) варьировало от 3.8±0.1 мг/кг до 630.1±0.1 мг/кг (рис. 1). Максимальное значение отмечено в образце Х1.1 (свежий коровий навоз, 1 сутки хранения), при этом среднее значение данного показателя для исследованных побочных продуктов животноводства остальных хозяйств составило 304.5±0.1 мг/кг. Наибольший разброс значений был выявлен в образцах птицеводческого хозяйства, при этом не выявлено зависимости от периода компостирования. В составе анализируемых образцов побочных продуктов содержался магний (Mg) в концентрации (52.2– 216.2)±0.4 мг/кг (рис. 1). Наиболее богатым по данному показателю был коровий навоз хозяйства «Агрофирма Труд» (Х1). Выявлена обратная линейная корреляция между концентрацией магния и временем компостирования побочного продукта хозяйства СПК «Хохловка» (Х2), что подтверждено результатами однофакторного дисперсионного анализа. Важно отметить, что для образцов остальных хозяйств подобной взаимосвязи не выявлено.

Тяжелые металлы . Установлено, что в составе исследуемых образцов побочных продуктов животноводства и птицеводства присутствуют кадмий (Cd) ((0.05–0.26)±0.01 мг/кг), никель (Ni) ((0.51– 1.18)±0.01 мг/кг), марганец (Mn) ((0.60–48.37)±0.01 мг/кг) и цинк (Zn) (0.66–44.85)±0.01 мг/кг), а в образцах хозяйств Х2 и Х4 (табл. 1) также обнаружены медь (Cu) (6.91–42.45)±0.01 мг/кг) и свинец (Pb) (0.69– 2.52)±0.05 мг/кг) (рис. 2). Суммарная концентрация тяжелых металлов в образцах животноводческих хозяйств варьировала от 8.3±0.2 мг/кг до 20.2±0.1 мг/кг, а в образцах птицефермы данный показатель был выше в 5.9–15.1 раза и составлял (119.01–126.01)±0.08 мг/кг.

Согласно литературным данным, тяжелые металлы обнаруживаются в побочных продуктах животноводческих хозяйств разных регионов. Так в работе [Богатырева и др., 2018] указано, что в составе коровьего навоза хозяйств Республики Беларусь выявлены железо, медь, цинк, марганец, свинец, никель, кобальт и хром. Содержание железа, цинка и марганца было существенно выше, чем в образцах, представленных в настоящем исследовании, никель находился в сопоставимых концентрациях, а содержание меди и свинца было выше в образцах Пермского края. В образцах коровьего навоза, отобранных в хозяйствах Казахстана, установлено наличие селена, никеля и кобальта [Касым и др., 2023]. Концентрация никеля составляла (20.7–23.2)±1.0 мг/кг, что существенно превышает данные, полученные для образцов из хозяйств Пермского края.

Корреляционный анализ показал, что практически во всех образцах наблюдается линейная зависимость концентрации тяжелых металлов от времени компостирования (табл. 2). Однако направление этой зависимости различается. При этом характер зависимости (положительный или отрицательный) варьирует в зависимости от хозяйства. Так, в образцах Х3 происходит накопление тяжелых металлов в процессе компостирования навоза, тогда как в образцах Х2 и Х4 изменения концентрации цинка и марганца носят обратный характер, и с течением времени содержание данных металлов снижается. ANOVA-анализ подтвердил связь данных факторов.

Рис. 1. Щелочные и щелочноземельные металлы в образцах побочных продуктов [Alkali and alkaline earth metals in by-product samples]

Таблица 2

Корреляция содержания металлов в побочных продуктах птицеводства и животноводства с «возрастом» данных продуктов

[Correlation of metal content in poultry and livestock by-products with the "age" of these products]

Металл	Образцы
	Х2	Х3	Х4
Zn	– 0.718	0.909	– 0.997
Cu	0.372	н.п.*	0.518
Pb	0.743	н.п.	– 0.376
Ni	– 0.753	0.923	0.532
Cd	0.997	0.997	– 0.664
Mn	– 0.999	0.908	– 0.995

Примечание: * н/п – не применимо.

Рис. 2. Тяжелые металлы в образцах побочных продуктов [Heavy metals in by-product samples]

Наличие тяжелых металлов в органических отходах, используемых в качестве удобрений, может приводить к кумулятивному накоплению тяжелых металлов в сельскохозяйственных почвах, в ряде случаев – до опасных уровней и представлять риск для организмов, обитающих в почве, и, следовательно, для качества почвы в долгосрочной перспективе. Так, в работе [Tuchkova et al., 2021] показано влияние органических отходов птицеводства на уровень загрязнения почвы тяжелыми металлами. Анализ содержания тяжелых металлов (меди, никеля, свинца и цинка) в почвах, подверженных влиянию промышленного птицеводства, выявил превышение ПДК для подвижных форм Cu и Zn. Однако результаты многолетнего сравнительного исследования указывают на неоднозначность данной проблемы [Мерзлая, Замана, Соколов, 2009]. В ходе изучения влияния навоза и двух видов компостов, различающихся режимами подготовки и содержанием тяжелых металлов (Cu: 36, 425 и 1452 мг/кг; Pb: 6, 50 и 167 мг/кг; Ni: 16, 104 и 353 мг/кг; Zn: 160, 1743 и 4589 мг/кг; As: 5, 11 и 31 мг/кг соответственно), было установлено, что их систематическое внесение в почву не привело к превышению нормативно допустимых уровней содержания тяжелых металлов как в почвенном покрове, так и в вегетативной массе растений.

Установлено, что тяжелые металлы, в особенности Cu и Zn, выступают ключевыми факторами, влияющими на структуру и функции бактериальных сообществ почв [Hao et al., 2025; Wei et al., 2025; Zhang et al., 2025a, b; Wu et al., 2025], в то время как низкие концентрации отдельных металлов могут оказывать стимулирующее действие на рост бактерий, повышенные их уровни вызывают значительное угнетение роста и снижение биоразнообразия почвенных микроорганизмов. Это, в свою очередь, негативно сказывается на процессах, ассоциированных с их полезной деятельностью (таких как трансформация элементов питания и поддержание почвенного плодородия), что косвенно влияет на урожайность сельскохозяйственных растений. На состав почвенной микробиоты существенное воздействие оказывают Zn, Cu, As, Mn и Cd. Показано, что биоразнообразие бактерий значительно снижалось при содержании меди в почве, превышающем 30.70 мг/кг [Li et al., 2025; Nunes et al., 2026]. Кроме того, тяжелые металлы ингибируют общую микробную активность [Gans et al., 2005]. Внесение в почву высоких доз навоза, содержащего медь и цинк, приводит к снижению численности дождевых червей и иных почвенных беспозвоночных [Segat et al., 2019; Segat et al., 2020].

Согласно имеющимся данным, микроорганизмы в целом обладают более высокой чувствительностью к тяжелым металлам по сравнению с другими компонентами экосистемы, например, растениями. Однако степень токсического воздействия металлов варьирует для разных микробных таксонов [Xie et al., 2016; Abdu et al., 2017]. В частности, некоторые виды бактерий, стимулирующие рост растений (например, представители родов Pseudomonas, Arthrobacter, Rhodococcus, Mesorhizobium, Agrobacterium, Bacillus, Azoarcus, Azospirillum, Azotobacter, Burkholderia, Alcaligenes, Serratia, Rhizobium и Enterobacter ), демонстрируют природную устойчивость к высоким концентрациям тяжелых металлов [González, Ghneim-Herrera, 2021; Wang et al., 2022].

Почвенная ферментативная активность является интегральным показателем, отражающим в том числе деятельность микроорганизмов и корней растений. Тяжелые металлы подавляют активность широкого спектра ферментов, участвующих в циклах углерода, азота, фосфора и серы. Механизмы ингибирования включают прямое связывание металлов с субстратом, фермент-субстратным комплексом или активным центром фермента, их денатурирующее действие, а также опосредованное подавление через угнетение роста микробных популяций, ответственных за синтез этих ферментов [Yeboah et al., 2021]. В качестве иллюстрации: добавление в почву Pb, Zn и Cu приводило к ингибированию активности каталазы, уреазы, инвертазы и фосфатазы, что сопряжено со снижением роста и урожайности ячменя [Belyaeva et al., 2005]. В исследовании Aponte с соавторами показано, что активность семи ферментов была значимо подавлена под влиянием загрязнения почвы Pb, Zn, Cd, Cu и As, а степень ингибирования убывала в следующем порядке: арилсульфатаза > дегидрогеназа > β-глюкозидаза > уреаза > кислая фосфатаза > щелочная фосфатаза > каталаза [Aponte et al., 2020].

Таким образом, длительное и повторное внесение навоза и компостов, содержащих тяжелые металлы, способно индуцировать их кумуляцию в агроценозах до токсических концентраций, что в итоге может негативно отразиться на здоровье почвы и продуктивности возделываемых культур.

Экологические риски . Тяжелые металлы, содержащиеся в органических отходах птицеводства и животноводства, вызывают загрязнение окружающей среды; однако единый сценарий оценки рисков загрязнения почвы при внесении навоза отсутствует. В исследовании [Li et al., 2025] для оценки рисков от внесения удобрений на основе навоза было предложено учитывать несколько факторов, в том числе концентрацию тяжелых металлов, индексов экологического риска и период (продолжительность) внесения навоза. Исследования, проведенные на примере провинции Хунань (Китай), показали, что основным источником повышения концентрации тяжелых металлов в пахотных землях является навоз свиней (49.5%) и крупного рогатого скота (47.6%). Среди восьми тяжелых металлов наибольший риск загрязнения почвы представлял кадмий (Cd). Многолетнее внесение навоза привело к повышению уровня экологической опасности земель с умеренного до высокого [Li et al., 2025].

Основываясь на данных о содержании тяжелых металлов в исследуемых образцах, а также сценарии, описанном как «базовый», в работе [Li et al., 2025], проведена оценка возможного экологического риска от внесения побочных продуктов животноводства и птицеводства в качестве удобрений на сельскохозяйственные поля путем расчета показателей потенциального экологического риска и индекса потенциального экологического риска (рис. 3, 4).

Показатели PER существенно варьировали как при рассмотрении образцов одного хозяйства, так и при рассмотрении каждого элемента в образцах разных хозяйств. Наибольшие значения выявлены при анализе рисков от содержания меди (рис. 3). Значения PER Cu соответствуют высокому уровню экологического риска и существенно превышают пороговые значения. Уровень потенциального экологического риска цинка и марганца был в диапазоне 1.1–44.8±0.2 и 0.6–48.3±0.2 соответственно.

Уровень данного показателя для побочных продуктов животноводческих хозяйств оценивается как средний, за исключением PER Mn образца Х2.3, тогда как для куриного помета – как высокий. PER свинца классифицируется как значительный (5.6–12.6±0.3), за исключением образца Х2.1. Потенциальный экологический риск побочных продуктов, обусловленный никелем, находится в диапазоне 2.2–5.9±0.1, и, за исключением образца Х2.2, классифицируется как средний. Анализ PER кадмия показал, что для образца Х1.1 характерен значимый уровень риска, для образца Х4.2 – низкий уровень риска, для остальных образцов – средний уровень. Таким образом, наибольший вклад в показатели потенциального экологического риска вносят медь, цинк и марганец, что наиболее ярко проявляется на примере побочного продук- 206

та птицеводства. В работах [Li et al., 2025; Ejaz et al., 2025] показано, что ведущую позицию, обусловливающую потенциальный экологический риск, занимает Cd. В настоящем исследовании Cd вносит существенный вклад в экологическую опасность только в случае использования побочных продуктов предприятия ООО «Агрофирма Труд», что составляет 12.5% от всех исследованных образцов.

Рис. 3. Показатели экологического риска исследованных образцов побочных продуктов животноводства и птицеводства. Пунктирной линией отмечен уровень значительного экологического риска, сплошной красной линией – уровень высокого экологического риска

[Environmental risk indicators for the studied livestock and poultry by-product samples. The dotted line indicates significant environmental risk; the red line indicates high environmental risk]

Индекс потенциального экологического риска позволяет оценить в целом, насколько опасно применение в качестве удобрения побочного продукта животноводства/птицеводства (рис. 4).

Рис. 4. Индекс потенциального экологического риска (интегральный показатель) исследованных образцов побочных продуктов животноводства и птицеводства. Пунктирной линией отмечен уровень значительного экологического риска, сплошной красной линией – уровень высокого экологического риска

[Potential environmental risk index (integrated indicator) for the studied livestock and poultry by-product samples. The dotted line indicates significant environmental risk, and the red line indicates high environmental risk]

Из полученных результатов можно заключить, что образцы навоза не представляют экологической опасности, так как значения PERI находятся в диапазоне 7.0–62.4±0.3, что соответствует низкому уровню риска. Побочный продукт птицеводства вне зависимости от срока компостирования характеризуется средним уровнем экологического риска (PERI = 162.3–211.8±0.4). Дисперсионный анализ показал сложную зависимость между содержанием тяжелых металлов, сроком компостирования и уровнем экологического риска побочных продуктов хозяйств Пермского края.

Показано, что длительное интенсивное внесение органических удобрений способно приводить к значительному накоплению меди и цинка в почве, особенно на сельскохозяйственных угодьях вблизи районов интенсивного животноводства [Duan, Feng, 2021; Liu et al., 2014]. Несмотря на то, что эти элементы относятся к числу необходимых микроэлементов, их чрезмерное накопление может негативно повлиять на структуру почвенного микробного сообщества, ферментативную активность и рост сельскохозяйственных культур. Кроме того, Cu и Zn способны мигрировать по пищевым цепям, представляя потенциальную угрозу для стабильности экосистем и здоровья человека. Следовательно, наряду с приоритетным контролем за кадмием, медь и цинк должны быть включены в системы долгосрочного мониторинга и оценки экологических рисков, что требует внедрения комплексных стратегий, направленных на одновременный контроль нескольких металлов. Для прогнозирования долгосрочных сценариев экологического риска необходимо учитывать агротехнические факторы (частоту и объемы внесения удобрений, плотность поголовья, структуру севооборота), а также региональные особенности, такие как климатические условия и свойства почв. Например, в районах с кислыми почвами может наблюдаться дополнительное увеличение подвижности и биодоступности тяжелых металлов, что способно усугублять экологические риски [Pan et al., 2024].

Заключение

Органические удобрения, получаемые из отходов агропромышленного комплекса, являются важным источником питательных элементов для растений, однако, наряду с другими загрязнителями, они могут содержать факторы химического загрязнения окружающей среды, что определяет их качество и потенциальное воздействие на экосистемы. В настоящем исследовании впервые проведена оценка возможных экологических рисков побочных продуктов животноводческих и птицеводческого комплексов Пермского края (Россия). Установлено, что исследованные образцы содержат значительное количество щелочных и щелочноземельных металлов, а также в них присутствуют тяжелые металлы. Поскольку нормативы содержания большей части тяжелых металлов установлены непосредственно для сельскохозяйственных почв, а не для самих органических удобрений, оценить безопасность исследованных образцов путем прямого сравнения с ПДК (за исключением четырех металлов) не представляется возможным Расчет показателей потенциального экологического риска позволил установить, что применение куриного помета, вне зависимости от срока компостирования, несет средний уровень экологического риска, тогда как побочный продукт животноводческих производств характеризуется низким уровнем экологического риска. Таким образом, удобрения, полученные на основе отходов животноводства, могут рассматриваться как предпочтительные для безопасного использования в сельском хозяйстве региона. Результаты исследования предоставляют основу для контроля загрязнения почвы сельскохозяйственных угодий тяжелыми металлами, выявления источников загрязнения и разработки комплекса природоохранных мероприятий.