Факторы, влияющие на подвижность металлов в дерново-подзолистой почве в условиях полевого и модельного опыта

Даис Махер Али

Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Факторы, влияющие на подвижность металлов в дерново-подзолистой почве в условиях полевого и модельного опыта
ВАК РФ 03.00.27, Почвоведение

Автореферат диссертации по теме "Факторы, влияющие на подвижность металлов в дерново-подзолистой почве в условиях полевого и модельного опыта"

иь>- На правах рукописи

Даис Махер Али

ФАКТОРЫ, ВЛИЯЮЩИЕ НА ПОДВИЖНОСТЬ МЕТАЛЛОВ В ДЕРНОВО-ПОДЗОЛИСТОЙ ПОЧВЕ В УСЛОВЯХ ПОЛЕВОГО И МОДЕЛЬНОГО ОПЫТА

Специальность 03.00.27. - ПОЧВОВЕДЕНИЯ

Автореферат

диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Москва - 2009

003468178

Работа выполнена на кафедре химии почв факультета Почвоведения Московского государственного университета им.М.В. Ломоносова.

Научный руководитель: кандидат биологических наук, вед, н. с

Малинина Мария Сергеевна

официальные оппоненты: доктор биологических наук,

Карпухин Анатолий Иванович

Кандидат биологических наук, Горбатов Виктор Сергеевич

Ведущая организация: Институт биологических и физико-химических

Защита состоится 19 мая 2009 года в 15 часов 30 минут в аудитории М-2 на заседании диссертационного совета. Д 501.001.57 при МГУ им. М.В. Ломоносова по адресу: 119991, Москва, ГСП-1, Ленинские горы, МГУ имени М.В. Ломоносова, факультет почвоведения. Факс (495)939-29-47, (495)939-21-47

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке факультета почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова

Автореферат разослан « 16 » апреля 2009 года

Приглашаем Вас принять участие в обсуждении диссертации на заседании диссертационного совета. Отзывы на автореферат в двух экземплярах, заверенные печатью, просьба направлять по указанному адресу.

Ученый секретарь диссертационного совета

проблем почвоведения РАН

доктор биологических наук

А.С. Никифорова

1.ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ. Актуальность темы. Одним из основных способов утилизации ОСВ во всем мире является их сельскохозяйственное использование. В 2000 г. по сравнению с 1996 г. применение ОСВ в качестве удобрений увеличилось с 34.2% до почти 40%. Известно, что большинство ОСВ содержат значительные количества металлов, часто превышающие ПДК для почв, в которые они вносятся. Металлы относятся к загрязняющим веществам, которые с трудом удаляются из почвы. Знание о токсичности и взаимодействии металлов, содержащихся в ОСВ, с почвами и растениями достаточно неполно и сильно варьирует в зависимости от типа почвы или вида растений. Так же мало сведений о поведении и накоплении металлов после окончания внесения их в почву с ОСВ. McBride (2003) отмечает, что в настоящее время существует недооценка риска применения ОСВ как удобрения в отношении металлов и что отсутствует истинное понимание поведения металлов в почвах в каждой специфической ситуации. Большое количество исследований посвящено изучению поведения металлов в различных почвах непосредственно после внесения в них ОСВ. Однако практически нет публикаций о поведении остаточных количеств металлов в почвах через несколько лет после окончания внесения ОСВ. Так же в литературных источниках практически нет сведений о поведении водорастворимых фенольных соединений, образующихся в результате разложения ОСВ, являющихся хорошими комплексообразователями и способствующих миграции металлов. Факторы, влияющие на распределение металлов в почвенном профиле, на их миграцию в почвах и в сопредельные среды достаточно многообразны. Почвы представляют собой объединение взаимодействующих между собой биогеохимических реакторов, резервуар для различных организмов и основное звено наземных экосистем. Трансформация металлов в почвах находится под влиянием физико-химическо-биологических пограничных взаимодействий (Huang, Schnitzer, 1986; Huang et al., 1995; Banfield, Nealson, 1997). Влияние микробиоты на биогеохимию металлов не изучено в той мере, в какой изучено влияние физических и химических процессов. Соотношение между физико-химическими и биологическими факторами, влияющими на мобилизацию металлов в почвах, на их миграцию с гравитационными водами или с металлами, находящимися в почвенном растворе, также мало изучено. В малочисленных литературных источниках имеются сведения о том, что по кинетическим показателям биологический фактор имеет некоторые преимущества перед физико-химическими факторами. Особенно важную роль биоты может играть в почвах с малым содержанием гумуса и легкого гранулометрического состава. Почвенные растворы при анализе мобилизации металлов и их миграции имеют значительные преимущества перед применением различного рода вытяжек.

Целью работы было изучить закономерности распределения остаточного содержания металлов, макроэлементов, водорастворимых фенольных соединений и их поведение в многолетних опытах на дерново-подзолистых почвах через 6 лет после окончания внесения в почвы ОСВ, выявить факторы, влияющие на это распределение. В модельном эксперименте оценить влияние деятельности биоты (растений и микроорганизмов) на поступление металлов и фенольных соединений в лизиметрические воды и почвенные растворы дерново-подзолистой малогумусной супесчаной почвы.

Для этого были поставлены и выполнены следующие задачи:

1) Оценить уровни загрязнения дерново-подзолистых почв полевого опыта через 6 лет после окончания внесения в них ОСВ.

2) Выявить ведущие факторы, влияющие на поведение и распределение общего содержания и водорастворимых форм соединений элементов и фенольных соединений в почвах опыта.

3) Изучить поведение металлов в лизиметрических и почвенных растворах в дерново-подзолистой почве в условиях модельного эксперимента.

4) Оценить влияние растительности и микроорганизмов на подвижность и миграцию металлов в дерново-подзолистой почве в условиях модельного эксперимента. Научная новизна. Новизна работы состоит в комплексном подходе к изучению подвижности и миграции металлов в почвах. Впервые в модельном эксперименте оценено влияние растений и микроорганизмов на подвижность и миграцию металлов в дерново-подзолистой супесчаной почве с низким содержанием органического углерода при изучении жидкой фазы почвы в виде лизиметрических растворов и почвенных растворов, полученных методов вакуум-фильтрации.

Практическая значимость. В работе выявлена существенная роль растений и микроорганизмов в высвобождении металлов в почвенные и лизиметрические растворы в дерново-подзолистой малогумусной почве. Полученные данные позволяют рекомендовать комплексную биоремедиацию подобных почв после внесения ОСВ. Кроме того, данные о составе почвенных растворов, полученных методом вакуумной фильтрации, позволяют оценить биодоступность и перемещение в почвенном профиле различных элементов и соединений.

Апробация. Основные положения диссертации доложены на Всероссийской научной конференции XII Докучаевские молодежные чтения (Почвы и продовольственная безопасность России) СП6ГУ,2009, международной научной конференции студентов, аспирантов и молодых ученых «Ломоносов - 2009», МГУ им. М.ВЛомоносова, на заседаниях кафедры химии почв факультета почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова.

Публикации. По результатам исследований опубликовано 5 работ, в том числе 1 работа в изданиях, рекомендованных ВАК

Структура и объем работы. Диссертация состоит из введения, четыре глав, основных выводов, списка литературы и приложения. Она изложена на 195 страниц - 29 таблиц, 17 рисунков, список литературы 250 источника, в том числе 115 на английском языке.

Автор выражает глубокую благодарность и признательность научному руководителю вед н. с М.С.Малшпшон за постоянное внимание советы и помошь в работе над диссертацией, заведующему кафедрой химия почв , профессору С. Я.Трофимову - за предоставленную приборную базу., доценту кафедрой агрохимии Т. Н Болышевой, за постоянное внимание и помощь в работе, к.б.н. ЮА.Завгородней, к.б.н. В.В.Демину, к.б.н Д.В. Ладонину, к.б.н. АП. Шварову за ценные консультации и помощь в работе 2. Объекты и методы исследования. 2.1. Полевой опыт.

Исследования проводились в опытном хозяйстве Всероссийского научно-исследовательского и проектно-технологического института органических удобрений (ВНИПТИОУ) (Владимирская обл.) на опытных участках отдела «Нетрадиционных органических удобрений». Полевой мелкоделяночный опыт был заложен в 1984 г. Размер делянки 2,0 м х 2,0 м. Почва опытного участка дерново-слабоподзолистая неглубоко контактно-глееватая, сформированная на двучленных ледниковых отложениях.

В опыте использовали ОСВ очистных сооружений г. Владимира. Ежегодно на фоне 3 и 9 т/га извести в почву вносили ОСВ в дозах 15, 30, 60 и 120 т/га. Известь вносилась один раз за ротацию севооборота. Известь использовалась с избытком, как мелиорант для снижения подвижности ТМ в почве и предотвращения их поступления в растительную продукцию. Минеральные удобрения в опыте не применяли. ОСВ содержит до 34% органического вещества, имеет слабокислую реакцию (рН солевой вытяжки 6,5), достаточно высокую зольность. По содержанию питательных элементов осадок несбалансирован, в его составе соединения фосфора преобладают над азотом и калием. Содержание металлов в ОСВ сильно варьирует. Среди рассматриваемых металлов содержание С<1 превышало допустимые нормы в 2,6 - 4,8 раза. Содержание N1, 2п, Си и РЬ в ОСВ не превышало ПДК, разрешающих применение ОСВ под зерновые, зернобобовые, зернофуражные и технические культуры.

Образцы почв бьши отобраны со следующих вариантов опыта и следующих глубин (в скобках указано число повторностей):

1) контроль -0-20см (6), 20-30 см (6), 30-40 см (5) 40-60 см (3);

2) 300 т ОСВ + 3 т извести -0-20 и 20-40 (6), 40-60 см (3);

3) 1200 т ОСВ+ 3 т извести - 0-20 и 20-40 (6), 40-50 см и 50-60 см (1);

4) 300 т ОСВ + 9 т извести -0-20 и 20-40 (6) 40-50 см и 50-60 см (1);

5) 1200 т ОСВ+ 9 т извести - 0-20 и 20-40 (6)-50 см и 50-60 см (1).

* дозы 1200 т ОСВ и 300 т ОСВ - это варианты опытов, в почву которых за 10 лет

было внесено такое количество осадков. Ежегодно вносилось 120 т/га и 30 т/га.

2.2. Модельный опыт.

Для модельного опыта был взят верхний горизонт 0-20 см дерново-слабоподзолистой почвы опытного участка. Эксперимент был заложен в 4 повторностях и в 3 вариантах:

1-почва 2-почва с растениями горчицы

3- почва с внесением глюкозы для интенсификации деятельности микробиоты

В почву были внесены металлы Cd, Zn, Си в виде нитратой^количествах 0, 1ОДК, ЗОДК, 50ДК, 70ДК. ОДК для общего содержания металлов следующие: Cd 0,5 мг/кг, Zn 55 мг/кг, Си 33 мг/кг.

В полиэтиленовые емкости было насыпано по 600 г исследуемой почвы. В почву были добавлены расчетные количества металлов и емкости были оставлены на 5 недель для установления равновесия. В дне сосудов были сделаны отверстия для отбора проб лизиметрических вод. Предварительно в 5-кратной повторности было установлено, что водоудерживающая способность навески почвы 600 г составляет 150 мл воды. Перед началом эксперимента в почву добавили по 150 мл воды, а для третьего варианта модельного эксперимента - раствор глюкозы с концентрацией 8 г/кг. В варианте с посевом растений было посеяны семена горчицы. Предварительная инкубация составляла 3 дня. Длительность эксперимента составляла 5 недель. Каждую неделю в емкости добавляли по 150 мл воды, собирали лизиметрические растворы, а на следующий день отбирали почвенные растворы методом вакуум-фильтрации с применением керамических фильтров диаметром 2 см и при разрежении -0,6-0,8 атм. Одновременно в эти же емкости в варианте с внесением глюкозы были помещены стаканчики емкостью 50 мл, куда заливалось 20 мл NaOH концентрацией 0,3 М, для поглощения С02, как показателя интенсивности дыхания микробиоты в данной почве. Каждую неделю полученные растворы, фильтровали через фильтр "синяя лента", измеряли рН и отбирали пробы. Количество С02, выделяемого биотой, определялось титрованием по остатку щелочи с 0,1 НС1. У растений горчицы были измерены масса и длина наземной части в конце эксперимента. После мокрого озоления и растворения золы в растениях были определены металлы методом ЮР MSS.

2.3. Методы исследований

В почвенных растворах и водных вытяжках определение уровней содержания элементов проводилось методом ICP MSS на приборе Agilent 7500А. Валовое содержание элементов Si, А1, К, Са, Mg, Fe, Р, S, CI, Mn, Zn, Cu, Pb определяли методом РФА на спектрометре модели ED 2000 фирмы Oxford Instruments 2005 г., углерода - на экспресс-анализаторе АН-7529. Измерение рН проводилось в водных вытяжках и почвенных растворах на иономере И-500. Определение углерода органических соединений

в водных вытяжках и почвенных растворах проводилось методом Тюрина с титримстрическим окончанием (Воробьева, 2006). Фотометрическое определение содержания соединений фенольной природы в водных вытяжках и почвенных и лизиметрических растворах по методу Фолина-Дениса (Запрометов, 1974). Определение индивидуальных фенольных соединений в почвенных растворах и в растительности осуществлялось методом ВЭЖХ. Анализ выполнялся на жидкостном хроматографе Agilent 1100 с градиентной системой элюирования, детектор со сменой волны, А,=280 нм, колонка Диасфер 4x250мм, предколонка 4x50 мм. Элюент - смесь ацетонитрила и воды с добавлением 0,05% СРЗСООН, скорость потока 1 мл/мин., стандартные растворы галловой, р-гидроксибензойной, ванилиновой, кофейной, салициловой, феруловой и бензойной кислот. Анализ проводился в двух повторностях. Перед тем, как подвергать растворы анализу, они были пропущены через мембранный фильтр, а после этого через патрон Диапак П., концентрирующий фенольные соединения, которые элюируют с патрона 5 мл ацетона х.ч. (Инструкция по применению Аналитического комплекта "Фенолы",2005).

З.Результаты и обсуждение

Распределение и поведение макро- и микроэлементов в профиле дерново-подзолистой почвы в полевом деляночном опыте с внесением осадков сточных вод 3.1. Распределение общего содержания макро- и микроэлементов

Изучение распределения макро- и микроэлементов в исследованных почвах показало, что через шесть лег после окончания внесения ОСВ имеются значительные различия между контролем и вариантами опыта в их содержании и распределении как вниз по профилю, так и в пространственном варьировании, (табл.1).

Предварительно проведенный кластерный анализ неоднородности почв для пахотного и подпахотного горизонтов по всем вариантам опыта по исследуемьм 38 показателям химического состава почв показал, что в однородную совокупность выделились варианты опыта с внесением наибольшей дозы ОСВ (1200т ОСВ+З т извести и 1200 т ОСВ+ 9 т извести) с глубины 0-20 см. Дискриминационными признаками, т.е. теми почвенными свойствами, которые имеют наибольшее значение для разделения совокупности на однородные группы и определяются с помощью критерия F-ratio, были общее содержание Р, Си и Zn. При проведении такого же анализа внутри каждого варианта опыта было установлено, что каждый из вариантов четко подразделяется на однородные группы по глубинам - 0-20 см и 20-40 см. При этом дискриминационными признаками для вариантов с высокими дозами ОСВ были общее содержание Р, С, Zn, С1 и водорастворимого Na. Для низких доз ОСВ основньми дискриминантами были общее содержание Са, Zn и водорастворимых Mn, As. Из этого можно сделать вывод о том, что воздействие высоких доз ОСВ распространяется практически только на верхний пахотный горизонт, в котором

накапливаются остаточные количества элементов, внесенных с ОСВ. Это подтверждается также и исследованием неоднородности, проведенным для всей выборки по вариантам опыта: один кластер образовали только варианты с внесением 1200 т ОСВ с глубины 0-20 см. Для низких доз ОСВ внесение загрязняющих компонентов имеет меньшее значение, и они разделяются на однородные группы в связи с воздействием внесения извести (дискриминанта Са), а также внесения ОСВ (дискриминанта 2п).

В пахотном горизонте, несмотря на достаточно частое внесение извести, значения рН в основном колеблются в интервале 5,5-6,0 при слабом их варьировании (1-3%). Все варианты опыта достоверно отличаются по этому показателю от контрольных вариантов. Внесение высоких доз извести (9 т/га) в большей степени сказалось на значениях рН по сравнению с дозой 3 т/га. Однако, в наибольшей степени различия между вариантами опыта и контролем по значениям рН заметны на глубинах ниже 40 см. Скорее всего это связано с известкованием почв и вымыванием Са и М^ вниз по профилю. Особенно заметны различия в значениях рН для пахотного слоя 0-20 см и слоя 40-60 см. В этих горизонтах в наибольшей степени сказывается влияние внесения извести. В гор 0-20 см, поскольку именно в него вносится известь. В гор. 40-60 см, возможно, из-за легкого гранулометрического почв происходит механическое перемещение частиц извести вниз по почвенному профилю и аккумуляция на границе двучленных отложений. Общее содержание С плавно снижается с глубиной, причем варианты опыта и контроль достоверно отличаются по этому показателю в трех вариантах из исследованных четырех. Большая часть органического вещества ОСВ разложилась. Максимальные концентрации органического углерода составляли 1,2-1,6% и приурочены к вариантам с высокими дозами внесения ОСВ. Органические соединения претерпели вынос вниз по профилю почвы. Однако действие ОСВ для этого показателя сохранилось: для вариантов с внесением максимальных доз ОСВ (120 т/га) и одной дозы с внесением 300 т/га ОСВ. Особенно сильно сказывается влияние ОСВ на содержание общего С на глубине 40-60 см, где превышение концентраций в вариантах опыта по отношению к контролю достигает 23 раз при высоких дозах ОСВ. Это также подтверждает влияние внесения ОСВ и, возможно, накопление мигрирующих органических соединений, в том числе и токсичных, при изменении гранулометрического состава на границе двучленных отложений. Практически не отличаются контрольные образцы и варианты опыта по содержанию основных почвообразующих элементов - А1, 81, М§, К. Однако содержание Р, Б, С1 заметно выше почти во всех вариантах опыта по отношению к контролю. Так, содержание Р выше в вариантах опыта в 4-6 раз, Э - в 1,5-2 раза, С1 - в 1,5-3 раза. Для слоя 40-60 см для Р и С1 эти закономерности сохраняются и превышение концентраций этих элементов над контролем даже выше, чем для подпахотного горизонта 20-40 см. Общее содержание Р в пахотном горизонте почвы на вариантах с максимальной дозой ОСВ достигает почти

половины процента. Через 6 лет после окончания внесения ОСВ сохранилось значительное превышение содержания валового Р (в 2-3 раза) во всем почвенном профиле. Очевидно преобладание остаточной аккумуляции материала ОСВ над процессами растворения и выноса в отношении этих элементов. При минерализации органического вещества и при наличии Са, поступающего в почвы с известью, возможно образование труднорастворимых фосфатов с Са и другими металлами. Это подтверждается высокими значениями коэффициентов корреляции между общим содержанием фосфора и общим содержанием металлов (Ре (г=0,75), Си (г=0,73), Ъп (г=0,75), № (г=0,73), Са (г-0,93), Сг (г=0,89), РЬ (г=0,83).

Длительное внесение ОСВ в большей степени сказалось на общем содержании металлов -Бе, Сг, №, Си, 2п, РЬ, концентрации которых в пахотном горизонте в 3,5-12 раз превышают количество металлов на контроле при примерно одинаковом варьировании этих элементов (35-50%). В меньшей степени отличаются варианты по содержанию Са и 8г. Превышение концентраций в вариантах составляет 2,5 раза для Са и 1,5 раза для вг. Соотношение содержания Са в вариантах опыта по сравнению с контролем по глубинам 0-20-см и 20-40 см примерно одинаково для каждой глубины вне зависимости от дозы извести. Са активно вымывается из верхних горизонтов Легкий гранулометрический состав почв способствует механическому передвижению извести вниз по профилю. Это подтверждается увеличением содержания Са, как общего, так и подвижного на глубине 20-40 см и возрастанием соотношения содержания элемента относительно контроля. На глубинах 40-60 см также сохраняется превышение общего содержания элемента по сравнению с контролем примерно в 1.5-3 раза, а водорастворимого Са в 1.2-4 раза.

На вариантах с высокими дозами внесения извести корреляция между содержанием металлов и Р отсутствует, зато обнаруживаются многочисленные прямолинейные зависимости между содержанием металлов и общим содержанием Са, который в данном случае является эквивалентом внесенной в почву извести. Таким образом, на фоне низкого содержания углерода в первом случае металлы находятся преимущественно в виде фосфатов, а при высоких дозах извести - в виде карбонатов. На контроле не отмечается зависимости между содержанием металлов, Р и общего содержания Са. Зависимости содержания металлов от содержания С появляются в вариантах опыта с внесением высоких доз ОСВ и отсутствуют при низких дозах ОСВ. Даже через 6 лет после окончания внесения ОСВ содержание многих металлов превышает ОДК для песчаных и супесчаных почв. Для меди, цинка и никеля превышение значений ОДК приходится не только на пахотный, но и на подпахотный горизонт и на слой 40-60 см. Максимальное превышение составляет для Си примерно 10 раз, 2п 13 раз, № 4 раза. Для РЬ превышение приурочено только к пахотному горизонту в одном варианте опыта.

Таблица 1

Распределение элементов в профиле дерново-подзолистой почвы после длительного применения ОСВ (средние значения, п=6)

Образец, глубина Содержание, % Содержание, мг/кг

рн Мв | А1 | в! | Р | в | С1 | К | Са | Мп | Ре | С № | Си | Ха | РЬ | вг

Контроль

0-20 см 5,34 0,40 4,75 36,8 0,073 0,031 0,025 1,40 0,52 0,040 1,24 0,88 16,2 27,0 74,2 11,2 69,7

20-40см 5,37 0,43 5,14 37,5 0,055 0,027 0,003 1,55 0,49 0,037 1,22 0,68 15,8 20,3 50,5 11,7 64,0

30-40см 5,54 0,51 5,49 37,3 0,059 - 0,002 1,62 0,36 0,022 1,33 0,48 15,6 12,0 23,6 9,8 62,6

40-60см 4,99 0.35 5,66 36,7 0,046 0,012 0,002 1,60 0,27 0,011 2,36 0,28 33 10,3 37,0 8,7 77,7

300т ОСВ+ з т извести

0-20 см 5,66 0,38 5,03 36,4 0,192 0,033 0,028 1,53 0,85 0,080 1,44 1,05 37,9 98,3 255,9 21,0 74.4

20-40 см 5,57 0,38 5.24 37,0 0,113 0,022 0,001 1,56 0,62 0,040 1,29 0,74 22,4 33,2 108,2 13,2 79,0

40-60 см 5,58 0,59 5,50 36,9 0,088 0,011 0,001 1,58 0,38 0,054 1,44 0,36 17,0 17,0 - 11,0 67,0

300т ОСВ+ 9 т извести

0-20 см 6,20 0,41 5,25 36,4 0,184 0,040 0,032 1.60 1,07 0,040 1,39 1,02 31,0 88,5 239,0 19,7 77,7

20-40 см 5,96 0,47 5,42 36,8 0,123 0,026 0,012 1.59 0,67 0,039 1,32 0,70 19,8 39,3 104,5 11,5 71,7

40-50 см 5,91 0,30 5,02 38,5 0,116 0,012 0,001 1,29 0,40 0,027 1,25 0,52 24,0 4,0 44,0 10,0 54,0

50-60 см 5,30 0,85 6.20 35,7 0,079 0,020 0,013 1,94 0,35 0,015 2,18 0,30 26,0 20,0 36,0 7,0 76,0

1200т ОСВ+ 3 т извести

0-20 см 5,82 0,53 4,96 34,1 0,423 0,073 0,085 1,48 1,24 0,042 1,73 1,56 82,5 323,0 698,0 38,8 94,5

20-40 см 5,77 0,40 5,27 36,8 0,136 0,032 0,011 1,57 0,69 0,058 1,41 0,89 31,2 61.5 165,2 16,5 74,3

40-50 см 5,77 0,47 5,64 36,4 0,089 0,013 0,001 1,59 0,55 0,028 1,19 0,48 30,0 26,0 72,0 8,0 65,0

50-60 см 5,65 0,46 4,78 37,1 0,119 0,008 0,001 0,99 0,34 0.015 1,21 0,26 18,0 14,0 32,0 5,0 43,0

1200т ОСВ+- 9 т извести

0-20 см 6,05 0,44 5,04 36,0 0,292 0,051 0,066 1,43 1,22 0,053 1,51 1,20 54,7 204,0 448,9 28,0 81,4

20-40 см 5,92 0,37 5,03 37,4 0,121 0,024 0,024 1,43 0,67 0,056 1,26 0,64 16,8 63,3 160,7 15,5 66,8

40-50 см 6,07 0,45 5,73 36,4 0,150 0,022 0,027 1,62 0,76 0,048 1,57 0,77 39,0 78,0 215,0 20,0 76,0

50-60 5,40 0,63 6,46 36,3 0,089 0,004 0,001 1,85 0,42 0,015 2,13 0,32 46,0 21,0 47,0 14,0 84,0

Происходит накопление (по отношению к контролю) элементов в пахотном горизонте 020 см и на глубине 40-60 см. Подпахотный горизонт 20-40 см является транзитным слоем. Очевидно, что внесение извести замедляет вынос металлов из пахотного горизонта в нижележащие горизонты, создавая тем самым неблагоприятную экологическую ситуацию для произрастающей сельскохозяйственной продукции. При наличии двучленности в профиле дерново-подзолистой почвы создается второй аккумулятивный горизонт, который является вторичным источником для загрязнения сопредельных сред подвижными соединениями металлов.

3.2.Распределсние водорастворимых соединений макро-, микроэлементов и фенольных компонентов

Данные по водорастворимым соединениям элементов представлены в табл. 2. Содержание водорастворимого С как на контроле, так и в вариантах опыта незначительно убывает с глубиной. По сравнению с контролем в вариантах опыта с дозой извести 3 т отмечается превышение концентрации в 1,3-1,7 раза. В вариантах опыта с дозой извести 9 т концентрации водорастворимого углерода равны или немного меньше, чем на контроле. Таким образом, высокие дозы извести незначительно, но уменьшают подвижность и миграцию углерода в профиле почвы. Однако достоверное отличие содержания водорастворимого С отмечено только для пахотного горизонта при достаточно слабом варьировании этого показателя (V для пахотного и подпахотного горизонтов колеблются в интервале 2-22%)

Для нижних горизонтов отмечается наибольшая разница между контролем и вариантами опыта (в 1,2-1,7 раза содержание Свод выше в вариантах опыта). Поэтому, очевидно, возможно говорить о миграции и некотором обогащении подвижными соединениями углерода слоя почвы 40-60 см на границе двучленных отложений.

Кислотность среды обычно в значительной мере оказывает влияние на поведение подвижных форм соединений металлов в разных почвах. В нашем опыте значения рН исследуемых почв колеблются в интервале 5-6. В 1997-2001 г.г., когда ежегодно вносились ОСВ и известь, значения рН были на 1-1,5 единицы выше и составляли 6,5 - 7 (Валитова, 2006). Отсутствие внесения обоих компонентов в почвы привело к достаточно быстрому подкислению среды и приближению значений рН к характерной для обрабатываемых дерново-подзолистых почв реакции среды. На контроле значения рН вниз по профилю почв практически не различаются. Такие же значения характерны для вариантов с низкими дозами внесения извести. В вариантах с высокими дозами извести значения рН на 0,5 единиц выше и достигают 6. И хотя все варианты достоверно отличаются по этому показателю от контроля, в этих интервалах значений рН и при легком гранулометрическом составе почв поведение большинства элементов будет зависеть от локальных почвенных условий, связанных с, например, остатками

неразложившихся ОСВ, наличием большого количества живых корней растительности или микроорганизмов. Если на контроле в пахотном горизонте наблюдается корреляционная зависимость между значениями рН и содержанием ряда водорастворимых соединений элементов (г = для -0,97, Хп 0,97, РЬ -0,97, Ре -0,97, К 0,94), то для вариантов опыта картина несколько иная. В вариантах с низкими дозами внесения ОСВ поведение большинства исследуемых элементов не зависят от реакции среды. В варианте 1200т ОСВ+9т извести с большим содержанием органического вещества прослеживается прямолинейная зависимость между значениями рН и содержанием общего и водорастворимого С (г равны для Собщ 0,94, Свод 0,89) при значениях рН около 6. В других вариантах такой связи не прослеживается. Для анионогенных водорастворимых форм соединений элементов V, Мо, Аэ при существующей в почве слабокислой реакции среды характерно равномерное распределение их содержания по профилю почв, как в контроле, так и по вариантам опыта. Для большинства остальных элементов прослеживается постепенное увеличение их содержания вниз по профилю почвы. В пахотном и нижележащих горизонтах отмечается превышение содержания отдельных элементов относительно контроля. Так, в пахотном горизонте заметно больше содержится Хп, Си, №, Са. Превышение содержания Хп над контролем составляет 5 раз. Причем для Ъл и Си наибольшие превышения концентраций водорастворимых соединений элементов в почве приходятся на пахотный и подпахотный горизонты, а для N1 - на слой почвы 40-60 см. Возможно, это связано с распределением в профиле почвы соединений Р, с которым Ъп и Си образуют трудно растворимые соединения с ПР, равными для Си 1,3 х 10"37, для 7м 9,1 х 10"33. Карбонаты и фосфаты N1 имеют меньшие значения ПР, порядка 10"7 - 10"'. Возможно существование N1 в форме гидроксидов с ПР порядка Ю"14, или же соединений с органическим веществом. Щелочные и щелочноземельные элементы Иа, Са, К также выносятся из верхних горизонтов и относительно больший выход водорастворимых соединений приурочен к пахотному горизонту и нижнему слою 40-60 см. Кроме Са в 2-х вариантах опыта, значительного превышения содержания водорастворимых соединений других элементов над контролем не наблюдалось. Миграция Са и других элементов 1 и 2 группы может быть связана с вертикальным движением воды в почве, которое происходит в основном по трещинам, ходам червей и биопорам. Внесенные осадки содержали в своем составе небольшие количества К и внесение даже высоких доз ОСВ не оказало существенного влияния на содержание элемента в почве. Это подтверждается данными, как по общему содержанию элемента, так и водорастворимых соединений.

Водорастворимые фенольные соединения (ВФС) довольно равномерно распределены по профилю почвы и их содержание в вариантах опыта достоверно не отличается от контроля. Несмотря на достоверные различия в содержании органического С в вариантах

опыта по отношению к контролю, различий в содержании ВФС не наблюдалось. Корреляции между общим содержанием углерода, его водорастворимых соединений и ВФС не было обнаружено, несмотря на слабое варьирование показателя. На содержание ВФС значительное влияние оказывает биота. Фактор воздействия биоты на поведение ВФС можно выявить только при изучении динамики показателя в полевых условиях или в условиях лабораторного модельного эксперимента.

Таким образом, антропогенный фактор, наложенный на естественные почвенные процессы, является до сих пор преобладающим. В дерново-подзолистых почвах полевого опыта через б лет после окончания внесения ОСВ и извести основными факторами, способствующими миграции или аккумуляции металлов, является остаточное действия внесения ОСВ. Анализ вариабельности содержания общего содержания и водорастворимых компонентов показал, что наследуемые почвой остаточные количества металлов распределены в почвах достаточно неравномерно.

Таблица 2

Распределение водорастворимых соединений элементов в профиле дерново-подзолистой почвы после длительного применения ОСВ

(средние значения, п=6)

Образец, глубина Содержание, мг/кг

рн № мг К Са РЬ Мп Ре N1 Си Хп вг са АБ Мо С Фен олы

Контроль

0-20 см 5,34 5,79 2,90 2,83 7,82 0,005 0,020 0,26 0,007 0.030 0,090 0,040 0,003 0,004 0,006 100 8,6

20-40см 5,37 5,36 2,48 1,26 6,37 0,006 0,020 0,37 0,005 0,020 0,090 0,040 0,003 0,004 0,006 100 7,1

30-40см 5,54 6,08 2,58 1,66 5,93 0,009 0,020 0,63 0,006 0,040 0,090 0,040 0,003 0,004 0,006 70 19,5

40-60см 4,99 13,34 4,80 2,57 11,27 0,009 0,050 0,82 0,025 0,290 0,090 0,080 0,003 0,004 0,006 60 7,1

300т ОСВ+ 3 т извести

0-20 см 5,66 5,10 2,66 1,38 7,182 0,006 0,020 0,45 0,008 0.055 0,386 0,047 0,004 0,004 0,006 117 8,8

20-40 см 5,57 4,84 2,33 1,26 6,48 0,007 0,017 0,39 0,005 0,041 0,665 0,039 0,003 0,004 0,006 105 8,0

40-60 см 5,58 15,40 6,78 2,49 24,39 0,015 0,045 1,58 0,008 0,069 0,710 0,113 0,003 0,004 0,006 94 10,5

300т ОСВ+ 9 т извести

0-20 см 6,20 14,88 5,73 2,14 13,17 0,006 0,010 0,19 0.007 0.045 0,199 0,074 0,003 0,005 0,007 74 11,3

20-40 см 5,96 8,88 3,54 1,38 8,85 0,006 0,016 0,34 0,004 0.060 0,158 0,087 0,003 0,004 0,006 67 13,4

40-50 см 5,91 16,28 11,76 2,26 45,80 0,019 0,049 1,99 0,015 0,204 0,888 0,175 0,003 0,007 0,006 80 11,6

50-60 см 5,30 16,72 6,12 2,80 22,21 0,021 0,049 2,28 0,011 0,138 0,704 0,109 0,004 0,004 0,006 52 11,1

1200т ОСВ+ 3 т извести

0-20 см 5,82 4,18 2,44 1,42 8,85 0,006 0,012 0,26 0.020 0,105 0,453 0,048 0,004 0,005 0,008 120 13,4

20-40 см 5,77 11,04 3,78 1,60 14,09 0,022 0,021 1,04 0,010 0,060 0,324 0,076 0,004 0,005 0,007 82 9,3

40-50 см 5,77 16,47 4,54 2,20 13,67 0,004 0,022 0,28 0,005 0,018 0,057 0,081 0,003 0,004 0,007 103 12,6

1200т ОСВ+ 9 т извести

0-20 см 6,05 7,85 2,91 1,61 8,96 0,005 0,011 0,44 0,009 0,168 0,260 0,053 0,003 0,004 0,008 97 13,3

20-40 см 5,92 10,93 3,73 1,70 12,55 0,007 0,035 0,73 0,009 0,056 0,255 0,069 0,003 0,004 0,008 64 12,3

40-50 см 6,07 16,90 5,11 2,40 14,15 0,005 0,021 0,26 0,008 0,037 0,087 0,087 0,003 0,005 0,008 36 11,3

50-60 5,40 16,93 5,02 2,41 13,29 0,006 0,025 0,19 0,005 0,017 0,116 0,082 0,003 0,004 0,006 77 8,6

Влияние растений и микроорганизмов на подвижность и миграцию макро- , микроэлементов и водорастворимых фенольных соединений в дерново-подзолистой почве в условиях модельного эксперимента

4.1. Сравнение химического состава лизиметрических (ЛР) и почвенных растворов (ПР). Общие положения

В 80% измерений почвенные растворы содержали количества элементов большие, чем в лизиметрических водах. В связи с достаточно невысоким варьированием исследуемых показателей достоверность разницы между содержанием элементов в ПР и ЛР между вариантами опыта в большинстве случаев является значимой. Разница между вариантами «почва» - «почва + растения» в первые две недели эксперимента, пока растения еще не подросли, достоверна для малого количества металлов. В последующие недели разница становится достоверной почти для всех элементов. Разница между вариантами ЛР и ПР «почва» - «почва + глюкоза» достоверна для большого количество элементов практически с первой недели опыта, что свидетельствует о быстром нарастании биомассы и активности микроорганизмов в отношении вовлечения металлов в жизненные циклы. Основная часть случаев, когда концентрации металлов выше в ЛР, чем в ПР, составляет для Са и М§. 54%, для Ка и К (17%). На долю тяжелых металлов приходится около четверти случаев, причем основная доля приурочена к вариантам с дозой 70ДК. Далее были исследованы отношения концентраций элементов Ме-ПР/Ме-ЛР по вариантам опыта и в зависимости от дозы внесенных металлов. Отношения колеблются в широких пределах - от 0,1 до 52. Анализ этих отношений показал, что с увеличением дозы для всех вариантов опыта уменьшается количество случаев с превышением концентрации в ПР относительно ЛР. В варианте с растениями относительно варианта «почва» количество случаев с превышением концентрации элементов в ПР, начиная с дозы 10ДК значительно меньше, чем варианте «почва». Одновременно увеличивается число случаев с превышением содержания металлов в ЛР, причем очень значительно с 6 на контроле до 27 при дозе 70ДК. В варианте же «почва + глюкоза» число случаев с превышением концентраций металлов в растворе относительно варианта «почва» все время намного выше при всех дозах металлов. Таким образом, пути воздействия растений и микроорганизмов на миграцию металлов в почвах модельного эксперимента различны. При сравнении вариантов опыта «почва + глюкоза» и «почва» оказалось, что микроорганизмы поддерживали высокую концентрацию металлов в почвенном растворе на протяжении всего времени проведения модельного эксперимента. На контроле, без внесения металлов, количество случаев превышения составляло 93%, а для дозы 70ДК -55% от общего числа измерений (п=40 для каждого варианта опыта). Для варианта «почва + растения» эти значения составляют 78 и 15%, соответственно. Очевидно, это связано с локальностью воздействия корней растений на окружающую их почву и раствор. С другой

стороны, по мере роста корней создаются более благоприятные условия миграции металлов по вновь создаваемым ходам корней. Для большинства полевых культур на 1 см2 поверхности почвы приходится 1-10 мг сухой массы корней (Най, Тинкер, 1980), обладающих большой поверхностью. Кроме того, с экссудатами и слизью в почву по данным некоторых авторов (Rovira, 1969) выделяется 0,4% «суммарного синтезированного растениями углерода», а с выделяемой ими двуокисью углерода 0,6%. По данным Н.А. Красильникова (1958) эта величина может достигать 25%. Virtanen А. и др. (1940) показали, что стресс значительно увеличивает выделение экссудатов. Таким образом, кроме того, что изменяются свойства водного пространства вокруг корня, благодаря выделяемым экссудатам, значительно увеличивается и количество органического углерода, что может способствовать миграции металлов Наибольшие превышения содержания металлов в ПР наблюдаются для вариантов с внесением глюкозы на протяжении всего эксперимента. Для варианта «почва + растения» закономерности другие. В первые две недели, когда растения горчицы только подрастали и набирали биомассу, соотношения практически всех металлов, кроме цинка и кадмия, в этом варианте опыта были примерно такие же и даже меньшие, чем в варианте «почва». С третьей недели эксперимента концентрации металлов в ПР становятся в варианте «почва + растения» больше, чем в варианте «почва», увеличиваются и значения отношений. Дозы внесенных металлов также влияют на концентрации элементов в растворах и величины отношений МеПР/МеЛР. Во всех вариантах опыта происходит снижение величин отношений с увеличением дозы. Причин тому может быть несколько. Во-первых, это может объясняться тем, что металлы, особенно щелочные и щелочноземельные, периодическим добавлением воды вымываются из почвы с обменных позиций. Второй причиной является ингибирующее влияние высоких доз внесенных металлов на рост и развитие растений и микроорганизмов. Во втором случае сильное влияние ингибирующих концентраций металлов для растений и микроорганизмов происходит, начиная с дозы 50ДК.

При анализе отношений концентраций исследуемых элементов отдельно для лизиметрических вод и почвенных растворов в вариантах опыта по отношению к варианту «почва» оказалось, что для ЛР превышение концентраций в варианте «почва + растение» над вариантом «почва» имеется лишь в 47% случаев (п=200). 18% приходится на примерно равные концентрации и в 35% случаев концентрация исследуемых металлов ниже, чем в варианте «почва». Причем основная доля, когда концентрации металлов ниже в ЛР варианта опыта с растениями приходится на Na, К, Са, и Mg. Для варианта «почва + глюкоза» (п=200) превышение концентраций металлов в ЛР по сравнению с вариантом «почва» имеется в 73% случаев; 14% и 13% составляют случаи, когда содержание металлов в ЛР равно или меньше, соответственно. Здесь, также как и варианте «почва +

растение», основная доля с меньшими и равными концентрациями приходится на К, Са, и Mg. Для тяжелых металлов в преобладающем числе случаев их содержание как в ПР, так и ЛР вариантов опыта с участием биоты превышает таковые в варианте «почва». Меньшее содержание Ыа, К, Са, Г^ в ЛР варианта «почва + растение», по сравнению с вариантом «почва», (примерно в 1/3 случаев) объясняется потреблением растениями элементов питания и, в соответствии с этим, меньшим выносом элементов. Кластерный анализ показал, что по содержанию исследуемых металлов выборка варианта «почвы» (п=170) хорошо разделяется на лизиметрические и почвенные растворы с точностью 90%. Дискриминантными признаками, отвечающими за разделение выборки на однородные группы, являются содержание Сс1, Хп, и Са. Эти элементы в наибольшей степени подвержены миграции и определяют неоднородность, создающуюся в жидкой фазе почвы. Анализ результатов кластерного анализа варианта «почва + глюкоза» (п=170) показал, что при интенсификации деятельности микроорганизмов жидкая фаза почвы образует однородную среду. Лизиметрические и почвенные растворы объединяются в одну совокупность с точностью 90%. Очевидно, при равномерном распределении энергетического субстрата в почве, микроорганизмы распространяют свою деятельность на всю толщу сосуда. Также возможно, что при быстро протекающих реакциях с участием микроорганизмов и с учетом легкого гранулометрического состава почвы, прохождение растворов через почвенную толщу в меньшей степени зависит от времени взаимодействия растворов и почвенной матрицы. Дискриминантами в этом случае являются только Zn и С<1, очевидно, в силу большего варьирования их содержания. При анализе выборки «почва + растения» (п=170) оказалось, что растения вносят дополнительную неоднородность в состав растворов по сравнению с двумя другими вариантами. При разделении выборки варианта «почва + растения» на два кластера, лизиметрические и почвенные растворы также, как и в варианте «почва + глюкоза», объединились в одну совокупность но с меньшей точностью-78%. Это также подтверждает вывод о локальности воздействия корней растений на почву и создания в результате большей неоднородности. Основными дискриминантами в варианте «почва + растение» являются Mg, Zn и Сс1. 4.2.Поведснне и распределение элементов в лизиметрических и почвенных растворах

Повышение интенсивности микробиологической деятельности оказывает сильное влияние на уровни концентрации в почвенном растворе и миграцию всех исследованных металлов. Растения также оказывают мобилизируюхцее действие на металлы, но в меньшей степени. В наибольшей степени мобильными элементами являются Са, Мд, Ъ\ и Са (рис. 1-5).

Са в лизиметрических растворах с добавлением глюкозы

Са в почвенных растворах с добавлением глюкозы

Ре в почвенных растворах с добавлением

Сс1 в лизиметрических растворах с растениями

Сс1 а лизиметрических растворах с добавлением глюкозы

в лизиметрических растворах

недели

£ а 12

е N 10

X 8

3 в

а л 4

гп в почвенных растворах ♦ контроль -•-1ОДК -*-ЗОДК -К-5СЩК —*—7ОДК

1 2 н»/эли 4 5

1г\ в лизиметрических растворах с добавлением глюкозы

2п в почвенных растворах с добавлением глюкозы

Содержание Си в растворах в вариантах «почва» и «почва + растения» контролируется твердофазным органическим веществом. Хотя в варианте с глюкозой при наличии быстроразлагающегося органического вещества биомассы микроорганизмов подвижность меди увеличивается в 30 раз. Основная часть металлов мигрирует с органическим веществом, что подтверждается высокими значениями коэффициентов корреляции с водорастворимым С и ФС. Для варианта «почва» в первую неделю

коэффициенты корреляции между фенольными соединениями и металлами были равны -Na 0,70, К 0,92, Са 0,82, Mg 0,81, Zn 0,70, Cd 0,88. В остальные сроки отмечалась корреляция с С лизиметрических вод. Для варианта «почва + растения» корреляционная зависимость с содержанием ФС была отмечена для Си (г=0,85) и Cd (г=0,72) в 4-ю и 5-ю недели опыта. Возможно, такая нерегулярность наблюдения зависимостей связана с отдельными циклами жизнедеятельности растений. Для варианта «почва + глюкоза» практически в течение всего эксперимента (4 срока) наблюдалась прямолинейная зависимость между содержанием ФС и различных металлов (г= Mg 0,70-0,76; К 0,73-0,75; Са 0,70-0,74 и Си 0,70-0,76).

4.3. Фснольные соединения (ФС) в лизиметрических растворах дерново-подзолистой почвы

Графики изменения содержания углерода и ФС за время эксперимента представлены на рис.6. Выход в лизиметрические растворы ФС ни в одном из вариантов опыта в основном не коррелирует с выходом углерода. Отдельные коэффициенты корреляции г=0,70 получены только для третьей недели эксперимента для всех вариантов опыта. На уровни же содержания ФС и С в лизиметрических водах влияют растения и, особенно микроорганизмы.Существенное превышение содержания ФС в J1P в варианте с растениями наблюдаются в период наибольшего роста и развития растений горчицы, а именно, в третью неделю эксперимента. К концу эксперимента отношения выравниваются. Для дозы 70ДК, где наблюдалось максимальное угнетение растений, содержание ФС было на протяжении всего эксперимента ниже, чем в варианте «почва». Для варианта с глюкозой наблюдалась примерно та же картина, но в силу постоянной деятельности микроорганизмов, более высокие значения соотношений сохранялись до конца эксперимента, (в 10-23 раза выше, чем в варианте «почва») К 5-й неделе они значительно снизились (до 7-9 раз). Доза внесенных металлов 70ДК также оказывала ингибирующее действие на микроорганизмы. Содержание индивидуальных ФС для доз ЮДК и 70ДК в разных вариантах опыта различно. В варианте «почва» при дозе ЮДК преобладают салициловая и бензойная кислоты. При 70ДК доминирует только салициловая кислота. В варианте «почва + растения» при ЮДК преобладают салициловая, бензойная и феруловая кислоты, при 70ДК - салициловая. В варианте с внесением глюкозы при 1ОДК также преобладают салициловая и бензойная и феруловая кислоты, а при 70ДК - феруловая и бензойная. Сильный стресс, вызываемый высокой дозой металлов, снижает суммарный выход ФС в 2 раза в варианте «почва». В вариантах с участием биоты наоборот, стресс увеличивает суммарный выход фенольных кислот в лизиметрические воды. При этом изменяется соотношение отдельных кислот. Это говорит о том, что в вариантах с участием биоты ФС продуцируются растениями и микроорганизмами.

С ^ лизиметрических растворах с добавлением глюкозы

ФС в лизиметрических растворах с добавлением глюкозы

Рис.б Изменение содержание С и ФС в лизиметрических и почвенных растворов Выводы:

1. Через 6 лет после окончания внесения ОСВ и извести основным фактором, определяющим содержание и распределение элементов в почвенном профиле, является антропогенный фактор (внесение ОСВ).

2. Содержание N1, РЬ, а особенно Тп и Си превышают ОДК для песчаных и супесчаных почв. Повышено также содержание Р, Б, С1 антропогенного происхождения. При малом содержании органического вещества повышенные концентрации металлов контролируются содержанием фосфатов, а на вариантах с

высокими дозами внесения извести- карбонатов. ВФС довольно равномерно распределены по профилю почвы и их содержание в вариантах опыта достоверно не отличается от контроля и не зависит от содержания органического С.

3. Повышенные количества как валовых, так и водорастворимых форм соединений металлов приурочены к пахотному горизонту (0-20 см) и гор. ВС (40-60см) на границе двучленных отложений. Подпахотный горизонт (20-40 см) является зоной транзита элементов. Второй аккумулятивный горизонт является вторичным источником для загрязнения сопредельных сред подвижными соединениями металлов.

4. Биота оказывает сильное влияние на выход в раствор и миграцию металлов. Содержание металлов в лизиметрических и почвенных растворах в вариантах с участием биоты достоверно выше, чем в варианте «почва» в большинстве случаев.

5. Для лизиметрических растворов превышение концентраций в варианте «почва + растение» над вариантом «почва» имеется в 63% случаев, в варианте «почва + глюкоза» в 87%. Основная доля с меньшими концентрациями приходится на Ш, К, Са, и что связано с потреблением биотой элементов питания. Концентрации тяжелых металлов в преобладающем количестве случаев в вариантах с участием биоты выше и в почвенных и лизиметрических растворах.

6. Микроорганизмы поддерживают высокую концентрацию металлов в почвенном растворе на протяжении всего времени проведения модельного опыта. На контроле количество случаев превышения составляло 93%, а для дозы 70ДК - 55% от общего числа измерений. Для варианта «почва + растения» эти значения составляют 78 и 15%, соответственно. Очевидно, это связано с локальностью воздействия корней растений на окружающую их почву и раствор.

7. Дозы внесенных металлов также влияют на концентрации элементов в растворах и величины отношений МеПР/МеЛР. Во всех вариантах опыта происходит снижение величин отношений с увеличением дозы то есть усиливается миграция металлов. Доза 70ДК оказывает ингибиругощее действие на деятельность микроорганизмов и растения горчицы.

8. По содержанию металлов жидкая фаза варианта «почва» четко подразделяется на почвенные и лизиметрические растворы (точность 90%). В вариантах с участием биоты жидкая фаза почв однородна. Очевидно, это связано с расширением биотой зоны своего местообитания за счет трофических и метаболических механизмов.

9. Дискриминантными признаками, отвечающими за разделение выборки на однородные группы, в варианте «почва» являются содержание Са, 2п и Сс1; в варианте «почва + растения» - 7л1 и С<1; в варианте «почва + глюкоза» - Zn и Сё. Эти элементы в наибольшей степени подвержены миграции и определяют неоднородность, создающуюся в жидкой фазе почвы.

10. В условиях опыта графики выхода почти всех элементов, кроме Си, Ыа и К в почвенные и лизиметрические растворы имеют убывающий характер. К концу

опыта концентрации элементов имеют минимальные концентрации и выходят на плато. При малом содержании органического С, это, возможно, связано с падением деятельности микроорганизмов, о чем свидетельствует уменьшение интенсивности дыхания.

11. Дня всех металлов характерна миграция с органическим веществом почв, что подтверждается высокими коэффициентами корреляции и с углеродом и с фенольными соединениями лизиметрических растворов.

12. Содержание фенольных соединений в растворах в вариантах с участием биоты в основном выше, чем в варианте «почва». Растения в меньшей степени продуцируют в раствор фенольные соединения и только в момент наивысшего развития (3-я неделя эксперимента). Миграция практически всех металлов в составе соединений с фенольными компонентами раствора наблюдалась нерегулярно, что, очевидно, связано с циклами жизнедеятельности растений и микроорганизмов.

13. Сильный стресс, вызываемый высокой дозой металлов, снижает суммарный выход ФС в 2 раза в варианте «почва». В вариантах с участием биоты стресс увеличивает суммарный выход фенольных кислот в лизиметрические воды. При этом изменяется соотношение отдельных фенольных кислот. Это говорит о том, что в вариантах с участием биоты ФС продуцируются растениями и микроорганизмами.

ОПУБЛИКОВАННЫЕ РАБОТЫ Dais Mäher: Bolysheva. T.N, Lopatina. E, Dais. Maher, Vertical migration of heavy metals in soils contaminated by sewage sludge.// conference eurosoil .University of Natural Resources and Applied Life Sciences (BOKU)Vienna, Austria, August 2008 P:216-217 Даис Махер. Распределение содержания водорастворимых соединений элементов и фенольных соединений в дерново-подзолистых почвах после длительного применения осадков сточных вод.// Материалы Всероссийской научной конференции XII Докучаевске молодежные чтения (Почвы и продовольственная безопасность России) СПбГУ,2009,с.9-11

Даис Махер. Закономерности распределения остаточного содержания металлов и их поведение в многолетних опытах на дерново-подзолистых почвах через 6 лет после окончания внесения в почвы осадков сточных вод.// Материалы Всероссийской научной конференции XII Докучаевске молодежные чтения (Почвы и продовольственная безопасность России) СПбГУ,2009,с 11-12

Даис Махер. Исследований влияние микроорганизмов и растений на подвижность металлов в лизиметрических растворах дерново-подзолистых почв в модельным опыте,// Материалы Конференция Ломоносов, Мгу, 2009. с.37-38

Даис Махер. Экологические аспекты последействия внесения ОСВ и извести на поведение и распределение металлов в супесчаной дерново-подзолистой почве. Агрохимическое вестник ,2009, №2 .36-38

Отпечатано в копицешре « СТ ПРИНТ » Москва, Ленинские горы, МГУ, 1 Гуманитарный корпус. www.stprint.ru e-mail: elobus9393338@vandex.ru тел.: 939-33-38 Тираж 130 экз. Подписано в печать 15.04.2009 г.

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Даис Махер Али

ВВЕДЕНИЕ.

ГЛАВА . 1. Объект и методы исследования.

1.1 Объект исследования.

1.2 Характеристика химического состава ОСВ.

1.3 методы исследования.

ГЛАВА . 2'. Литературный Обзор.

2.1 Подвижность и трансформация тяжелых металлов при внесении осадков в почву.

2.1.1 Действие осадков сточных вод на поведение тяжёлых металлов в системе почва-растение.

2.1.2 Известкование кислых почв и влияние на поведение тяжёлых металлов.

2.1.3 Фракционный состав соединений ТМ в пс твах при внесении осадков сточных вод.

2.1.4 Распределение и миграция тяжелых металлов по профилю почвы и их поведения в системе почва - раствор.

2.1.5 Факторы, влияющие на миграция тяжелых металлов в почве

2.2 водорастворимые соединение металлов в почве и форм миграции элементов в почвенном растворе и методы исследования.

2-2-1 водорастворимые соединение металлов в почве и форм миграции.

2.2.2 Методы исследования форм металлов в почвенном растворе

2.2.3 Методы разделения форм металлов в почвенном растворе

2.2.4 Методы получения почвенных растворов.

2.3 Влияние биоты на поведение тяжелых металлов в почвах.

2.3.1 Влияние микроорганизмы на поведение тяжелых металлов в почвах.

2.3.2-Влияние растений на поведение тяжылых металлов.

Глава 3. Распределение и поведение макро- и микроэлементов в профиле дерново-подзолистой почвы в полевом деляночном опыте с внесением осадков сточных вод.

3.1 Распределение общего содержания макро- и микроэлементов

3.2Распределение водорастворимых соединений макро-, микроэлементов и фенольных компонентов.

Глава 4.Влияние растений и микроорганизмов на подвижность и миграцию макро- , микроэлементов и водорастворимых фенольных соединений в дерново-подзолистой почве в условиях модельного эксперимента.

4.1. Сравнение химического состава лизиметрических вод и почвенных растворов. Общие положения.

4.2.Поведение и распределение элементов в лизиметрических и почвенных растворах.

4.3 Фенольные соединения в лизиметрических растворах дерново-подзолистой почвы.

ВЫВОДЫ.

Введение Диссертация по биологии, на тему "Факторы, влияющие на подвижность металлов в дерново-подзолистой почве в условиях полевого и модельного опыта"

Одним из основных способов утилизации ОСВ и с целью повышения плодородия почв во всем мире является сельскохозяйственное использование. Вторым по объемам утилизации является сжигание ОСВ. Так, во Франции эти два способа применяются в равных пропорциях (50% и 50%); в Люксембурге (81 и 18%), Португалии (80 и 13%), Великобритании (55 и 8%), США (41 и 17%), Швейцарии (50 и 30%). Дании (37 и 33%). Применение ОСВ в качестве удобрений превышает по объемам их сжигание (Keller et all., 2001 Дакимов Ф.И., Севостьянов С.М.). В 2000 г. по сравнению с 1996 г. применение ОСВ в качестве удобрений увеличилось с 34.2% (А global atlas of waste water sludge., 1996) до почти 40%. Известно, что большинство ОСВ содержат значительные количества металлов, часто превышающих ПДК для почв, в которые они вносятся. Металлы относятся к загрязняющим веществам, которые с трудом удаляются из почвы. Знание о токсичности и взаимодействии металлов, содержащихся в ОСВ, с почвами и растениями достаточно неполно и сильно варьирует в зависимости от типа почвы или вида растений. Так же мало сведений о поведении и накоплении металлов после окончания внесения их в почву с ОСВ. Мак-Бридж (1994) отмечает, что в настоящее время существует недооценка риска применения ОСВ как удобрения в отношении металлов и что отсутствует истинное понимание поведения металлов в почвах в каждой специфической ситуации. Большое количество исследований посвящено изучению поведения металлов в различных почвах непосредственно после внесения в них ОСВ. Однако практически нет публикаций о поведении остаточных количеств металлов в почвах после окончания внесения ОСВ. Так же в литературных источниках практически нет сведений о поведении водорастворимых фенольных соединений, образующихся в результате разложения ОСВ, являющихся хорошими комплексообразователями и способствующих миграции металлов в почвах. Водорастворимые фенольные соединения, в спою очередь, могут сами оказывать влияние на растения и почвенную микробиоту.

Факторы, влияющие на распределение металлов* в почвенном профиле, на их миграцию в почвах и в сопредельные среды достаточно многообразны. Почвы представляют собой объединение взаимодействующих между собой биогеохимических реакторов, резервуар для различных организмов (микроорганизмов, протозоа и нематод) и основное звено наземных экосистем. Минералы, органические вещества и живые организмы являются основными составляющими твердых фаз почвы. Эти составляющие не существуют отдельно друг от друга,-а образуют единую систему, участники которой находятся в постоянном взаимодействии друг с другом и с окружающей средой (Huang and Schnitzer, 1986; Huang et al., 1995;-Banfeld and Nealson, 1997). Трансформация металлов- в почвах находится под влиянием физико-химическо-биологических пограничных взаимодействий. Воздействие этих взаимовлияющих пограничных процессов на трансформацию металлов особенно важно в ризосфере (Huang and Germida, 2002; Huang and Gobran, 2005) и вблизи разлагающихся растительных остатков (Huang and Schnitzer, 1986), где-тип и концентрации субстратов отличаются от почвы в целом из-за повышенной биологической активности. В ризосфере корневые экссудаты приводят к поселению различных популяций бактерий, грибов; простейших и нематод. Так, наибольшие концентрации-бактерий, грибов и стрептомицетов находятся в радиусе 15-20 мм от корней люпина (Violante A, Huang Р.М, G М Gadd.,2008). Взаимодействие между растениями и микробиотой в результате приводит к усилению интенсивности биологических процессов в ризосфере. Это усиление биологических процессов в свою очередь влияет на физикохимические реакции в ризосфере. Физико-химические свойства в ризосфере, отличающиеся от процессов в почве в целом включают кислотность, концентрацию комплексообразующих биомолекул, редокс-потенциал, ионную силу, влажность и концентрации питательных веществ. Влияние микробиоты на биогеохимию металлов не изучено в той мере, в какой изучено влияние физических и химических процессов. Деятельность микроорганизмов влияет на мобилизацию или иммобилизацию металлов в разных их формах в зависимости от протекающих процессов и микросреды, где организмы расположены. Трансформации между растворимой и нерастворимой фазами являются центральным пунктом биогеохимии металлов и таким образом, проводится прямая связь между откликом микробиоты и циклами элементов.

Соотношение между физико-химическими и биологическими факторами, влияющими на мобилизацию металлов в почвах, на их миграцию с гравитационными водами или с концентрациями металлов, находящихся в почвенном растворе, также мало изучено. В малочисленных литературных источниках имеются сведения о том, что по кинетическим показателям биологический фактор имеет некоторые преимущества перед физико-химическими факторами. Так, микробиологическое окисление Mn(II) это процесс, в результате которого возможно образование оксидов Мп, покрывающего почвенные частицы, в 105 раз быстрее, чем абиотическое окисление (Tebo et al., 1997). Оксиды Мп - высокореактивные минералы, которые могут ограничивать подвижность металлов в почвах, благодаря адсорбции на поверхности оксидов. Биогенные оксиды Мп образуются Leptothrix discophora ss — 1 и имеют значительно большую специфическую поверхность и более высокую адсорбционную способность по отношению к свинцу, чем абиотически образованные оксиды Мп (Nelson et al., 1999). При анализе образцов почвы, отобранных единовременно, невозможно оценить влияние фактора биоты на мобилизацию металлов. Для этого необходимо включить фактор времени. Это возможно осуществить в модельном эксперименте по изучению динамики поступления в почвенные растворы металлов при повышении интенсивности деятельности микробиоты и сравнении этих показателей с контролем, поскольку сто процентная стерилизация больших объемов почв практически невозможна. Почвенные растворы (лизиметрические и полученные методом вакуум-фильтрации) при анализе мобилизации металлов и их миграции имеют значительные преимущества перед применением для этъх целей различного рода вытяжек, как в полевых условиях, так и в модельном эксперименте (Мал инина, Иванилова,2006)

Задачи: 1) Оценить уровни загрязнения дерново-подзолистых почв полевого опыта через 6 лет после окончания внесения в них ОСВ.

4) Оценить влияние растительности и микроорганизмов на подвижность и миграцию металлов в дерново-подзолистой почве в условиях модельного эксперимента.

Новизна работы состоит в комплексном подходе к изучению подвижности и миграции металлов в почвах. Впервые в модельном эксперименте оценено влияние растений и микроорганизмов на подвижность и миграцию металлов в дерново-подзолистой супесчаной почве с низким содержанием органического углерода при изучении жидкой фазы почвы в виде лизиметрических растворов и почвенных растворов, полученных методов вакуум-фильтрации.

Заключение Диссертация по теме "Почвоведение", Даис Махер Али

Быводы

2. Содержание Ni, Pb, а особенно Zn и Си превышают ОДК для песчаных и супесчаных почв. Повышено также содержание Р, S, С1 антропогенного происхождения. При малом содержании органического вещества повышенные концентрации металлов контролируются содержанием фосфатов, а на вариантах с высокими дозами внесения извести карбонатов. Водорастворимые фснольные соединения (ВФС) довольно равномерно распределены по профилю почвы и их содержание в вариантах опыта достоверно не отличается от контроля и не зависим, от содержания органического углерода, несмотря на слабое варьирование показателей.

4. Биота оказывает сильное влияние на выход в раствор и миграцию металлов. Содержание металлов в лизиметрических и почвенных растворах в вариантах «почва + растения» и «почва + глюкоза» достоверно выше, чем в варианте «почва» в большинстве случаев.

5. Для лизиметрических растворов превышение концентраций в варианте «почва + растение» над вариантом «почва» имеется в 63% случаев, в варианте «почва + глюкоза» в 87%. Основная доля с меньшими концентрациями приходится на Na, К, Са, и Mg., что, возможно, связано с потреблением биотой элементов питания. Концентрации тяжелых металлов в преобладающем количестве случаев в вариантах с участием биоты выше и в почвенных и лизиметрических растворах.

6. Микроорганизмы поддерживают высокую концентрацию металлов в почвенном растворе на протяжении всего времени проведения модельного эксперимента с небольшим уменьшением случаев с превышением концентраций металлов в почвенных растворах относительно лизиметрических вод с увеличением дозы внесенных металлов. На контроле количество случаев превышения составляло 93%, а для дозы 7 ПДК - 55% от общего числа измерений. Для варианта «почва + растения» эти значения составляют 78 и 15%, соответственно. Очевидно, это связано с локальностью воздействия корней растений на окружающую их почву и раствор и большей миграцией металлов.

7 Дозы внесенных металлов также влияют на концентрации элементов в растворах и величины отношений МеПР/МеЛР. Во всех вариантах опыта происходит снижение величин отношений с увеличением дозы то есть усиливается миграция металлов. Доза 7 ПДК оказывает ингибируюшее действие на деятельность микроорганизмов и для растений горчицы.

8. Кластерный анализ показал, что по содержанию металлов жидкая фаза варианта «почва» четко подразделяется на почвенные и лизиметрические растворы (точность 90%). В вариантах с участием биоиы жидкая фаза почв однородна. Очевидно, это связано с расширением биотой зоны своего местообитания за счет трофических и метаболических механизмов.

9. Дискриминантными признаками, отвечающими за разделение выборки на однородные группы, в варианте «почва» являются содержание Ca, Zn и Cd; в варианте «почва + растения» - Mg, Zn и Cd; в варианте «почва + глюкоза» - Zn и Cd. Эти элементы в наибольшей степени подвержены миграции и определяют неоднородность, создающуюся в жидкой фазе почвы.

10. В условиях эксперимента графики выхода почти всех элементов, кроме меди, натрия и калия в почвенные и лизиметрические растворы имеют убывающий характер. К концу эксперимента концентрации элементов имеют минимальные концентрации и выходят на плато. При малом содержании органического углерода, очевидно, это связано с падением интенсивности деятельности микроорганизмов, о чем свидетельствует уменьшение дыхания.

11. Для всех металлов характерна миграция с органическим веществом почв, что подтверждается высокими коэффициентами корреляции и с углеродом и с фенольными соединениями лизиметрических растворов.

12. Содержание фенольных соединений в растворах в вариантах с участием биоты в основном также выше, чем в варианте «почва». Однако растения в меньшей степени продуцируют в раствор фенольные соединения и только в момент наивысшего развития (3-я неделя эксперимента). Миграция практически всех металлов, кроме железа, в составе соединений с фенольными компонентами раствора наблюдалась нерегулярно, что, очевидно, связано с циклами жизнедеятельности растений и микроорганизмов.

13. Сильный стресс, вызываемый высокой дозой металлов, снижает суммарный выход ФС в 2 раза в варианте «почва». В вариантах с участием биоты наоборот, стресс увеличивает суммарный выход фенольных кислот в лизиметрические воды. При этом изменяется соотношение отдельных кислот. Это говорит о том, что в вариантах с участием биоты ФС продуцируются растениями и микроорганизмами.

145

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Даис Махер Али, Москва

1. Агроэкологическая оценка фитомелиорации супесчаной дерново-подзолистой почвы, загрязненной тяжелыми металлами в результате удобрения осадками сточных .Агрохимия, Дисс. Канд. Биол. наук, Мгу, 2004

2. Александрова И.В. К методике изучения качественного состава органических веществ в почвенных растворах.// Почвоведение, 1960, №11, с 85-87.

3. Александрова JI. Н. Органическое вещество почвы и процессы его трансформации. . гуминовых и фульвокислот торфяных почв с железом // Почвоведение.№. 7, 1967. с 61-72.

4. Алексеев Ю.В. Тяжелые металлы в почвах и растениях./ Л.: Агропромиздат, 1987. 137 с.

5. Анциферова Е. Ю. Эколого-агрохимическая оценки осадков сточных вод используемых в качестве удобрения: Автореф. Дисс. Канд. Биол. наук МГУ 2003. -23 с

6. Ахтырцев Б.П., Ахтырцев А.Б., Яблонских JI.A. Тяжелые металлы в почвах пойменных ландшафтов Среднерусской лесостепи и их миграция.// Тяжелые металлы в окружающей среде: материалы международного симпозиума 15-18 октября 1996 г., Пущи по, 1997, с. 15-24.

7. Бабьева И.П., Левин СВ., Решетова И.С. Изменение численности микроорганизмов в почвах при загрязнении тяжелыми металлами // Тяжелые металлы в окружающей среде. М.: Изд-во МГУ, 1980. С. 115-120.

8. Блохин Е.В. Материалы по структуре почвенного покрова* Оренбургской области и его агроэкологическая оценка. Оренбург. 1993.

9. Блохин Е.В. Экология почв Оренбургской области. Екатеринбург. 1997. С.217

10. Богомазов Н.П., Акулов П.Г. Микроэлементы и тяжелые металлы в выщелоченных черноземах ЦЧЗ РФ: В кн.: и радионуклиды в агроэкосистсмах. М., 1994. С Л 8-2 Г

11. Болышева Т.Н., Андронова JI.A. Влияние осадков сточных вод на плодородие дерново-подзолистых почв и экологическую ситуацию в агроландшафте.// Сб.: «Плодородие почвы и качество продукции при биологизации земледелия», М., Колос, 1996, с. 194-201.

12. Брок Т. Мембранная фильтрация: Пер. с англ. — М.: Мир, 1987. — 464 с.

13. Булавко Г.И., Наплекова Н.Н. Влияние различных соединений свинца на биологическую активность почв // Изв. СО АН СССР. Сер. Биол. 1982. № 10/2. С. 85-90.

14. Булавко ГЛ. Влияние различных соединений свинца на почвенную микрофлору. Изв. Сиб. отд. АН СССР, вып. 1, Сер. Биол. 1982. №5. С.79-86.

15. Валитова* А. Р.,Агроэкологическая оценка фитомел^орации супесчаной дерново-подзолистой почвы, загрязненной тяжелыми металлами в результате удобрения осадками сточных .дисс. Биол. наук, Мгу, 2004

16. Варшал Г.М. Состояние минеральных компонентов в поверхностных водах. В сб.: Методы анализа природных и сточных вод. Проблемы аналитической химии, т. 5. М.: Наука, 1977. - С. 94—107.

17. Виноградов AJI. Геохимия редких и рассеянных химических элементов в почвах. М.: Изд-во АН СССР, 1957. 237с.

18. Войтович Н.В. Плодородие почв Нечерноземной зоны и его моделирование./ М., Колос, 1997, с 45.

19. Волошин Е.И. Цинк в пахотных почвах Красноярского края // Агрохимия. 2002. № 5. С. 33-40.

20. Волошин. Е.И; Микроэлементы в почвах и растениях Южной части Средней Сибири: автореферат дис. д-ра с.-х. наук : 06.01.04, 03.00.16 / Новосиб. гос. аграр. ун-т. Новосибирск : б. и., 2004 (Красноярск) .- 32 с.

21. Воробьева, JI.A. Теория и практика химического анализа почв —М.: ГЕОС, 2006. 400 с.

22. Гармаш Г.А., Гармаш Н.Ю. Влияние тяжелых металлов, вносимых в почву с ОСВ. На урожайность пшеницы и качество продукции// Агрохимия, 1989. № 7. С. 69-75.

23. Говоренков Б.Ф. Сезонная динамика состава лизиметрических вод в песчаной подзолистой почве под лиственничником.// Почвоведение, 1975, №12, с 11-17.

24. Горбатов B.C. Устойчивость и трансформация оксидов тяжелых металлов в почвах.//Почвоведение, 1988, № 1, с. 35-47.

25. Громов Б.В., Павленко Г.В. Экология бактерий. JL: Изд-во Ленинградского университета, 1989. 248 с.

26. Гузев B.C., Бондаренко НТ., Вызов Б.А. и др. Структура инициированного микробного сообщества как интегральный метод оценки микробиологического состояния почвы // Микробиология. 1980. Т. 49. № 1. С. 134140.

27. Гузев B.C., Левин СВ., Бабьева И.П. Тяжелые металлы как фактор воздействия на микробную систему почв // Экологическая роль микробных метаболитов. М., 1986. С. 82-104.

28. Демидчик В.В. Токсичность избытка меди и толерантность к нему растении. Успехи современной биологии. 2001. Т. 121. № 5. С. 511-525.

29. Евдокимова Г.А., Мозгова Н.П Влияние выбросов цветной металлургии на почву в условиях модельного опыта // Почвоведение, 2000. №5 С630-638.

30. Евдокимова Г.А., Мозгова Н.П. Влияние тяжелых металлов промышленных. выбросов на микрофлору почв II Микробиологические исследования на Кольском.полуострове. Апатиты. 1978, С. 3-17.

31. Елпатьевский и др., Миграция тяжелых металлов в растворах аномальной техногеосистемы//Изд. АН СССР Сер. геогр. №.2,1983, с 42-49.

32. Еременко В Я, формы нахождения тяжелых металлов в некоторых природных водах//Гидрохимия. Материалы. 1964. Т.34, с.125-133

33. Жданова Н.Н., Василевская А.И. Меланин содержащие грибы в экстремальных условиях. Киев, 1988.

34. Запрометов М.Н. Основы биохимии фенольных соединений. М.: Высш. шк, 1974. 275 с.

35. Зборищук ЮЛ. Кларки концентраций физиологически важных микроэлементов в почвах //Вестник МГУ, сер. 17. Почвоведение. 1977.№4

36. Звягинцев Д.Г. ,Голимбет В.Е. Динамика микробной численности, биомассы и продуктивности микробных сообществ в почвах // Успехи микробиологии -1983 Вып. 18, С 215-231.

37. Золотарева Б.Н. Миграция и трансформация экзогенных форм соединений тяжелых металлов в почвах (натурное моделирование).// Тяжелые металлы в окружающей среде: материалы международного симпозиума 15-18 октября 1996 г., Пущино, 1997, с. 35-43.

38. Зубкова В.М, Демин В А. Роль корней при поступлении тяжелых металлов в растения в условиях повышенной концентрации, их в почве. Доклады Российской академии сельскохозяйственных наук. 2004. № 1. С. 23-26.

39. Зыкина Л.В.; Чутунова МБ. Роль микроорганизмов в превращении соединений тяжелых металлов в почве // Актуальные вопросы изучения почв и почвенного покрова Нечерноземной зоны. ZZ/1984. С. 65-72.

40. Иванилова С.В., Состав и свойства Водорастворимых соединений почв ЦЛГПБЗ заповедника, Диссертация на соискание ученой степени кандидата биологических наук., почвоведения, МГУ,2005.

41. Ильин В.Б., Степанова М.Д. Распределение свинца и кадмия в растениях пшеницы, произрастающих на загрязнённых этими металлами почвах // Агрохимия. -1980.-№5.-С. 114-119.

42. Илялетдинов А.Н. Микробиологические превращения металлов. Алма-Ата: Наука, 1984.268 с.

43. Инцкирвели J1.H. Исследование и определение форм железа в природных водах. Автореф. дис. канд. хим.наук. — М.: ГЕОХИ АН СССР, 1975.-31 с.

44. Кабата-Пендиас А., Пендиас X. Микроэлементы в почвах и растениях./ М.: Мир, 2001,439 с.

45. Кабата-Пендиас А., Пендиас X. Микроэлементы в почвах и растениях. М., Мир, 1989, 439 с.

46. Караванова Е.И., Малинина М.С. Пространственная и временная динамика элементного состава почвенных растворов торфянисто-подзолистых глееватых почв // Почвоведение. 2007. № 8. С. 927-936.

47. Карпухин А.Й., Касатиков В.А. Комплексные соединения гумусовых кислот с ионами металлов в генезисе почв и питании растений. М.: Россельхозакадемия ГНУ ВНИПТИОУ, 2007. - 238 с.

48. Касатиков В.А. Использование ОСВ и компостов из твердых бытовых отходов // Химизация с/х. 1989. - № 11.-С. 15-17.

49. Касатиков В.А. Критерии загрязнённости почвы и растений микроэлементами, тяжёлыми металлами при использовании в качестве удобрения осадкой городских сточных вод // Агрохимия. 1991. - № 11.-С. 78-83.

50. Касатиков В.А., Баринова К.Е., Чуркина В.П., Курганова Е.В. Методические рекомендации по применению городских отходов всистеме комплексного агрохимического окультуривания . полей. -Владимир. 1987. - 20 с.

51. Касатиков В.А., Касатикова СМ., Гольдфарб JI.JI. и др. Рекомендации по применению осадков городских сточных вод с иловых площадок в качестве удобрения. -Владимир. 1984. 22 с.

52. Касатиков В.А., Касатикова СМ., Гольдфарб Л.Л., Аграноник Р.Я., Перелыгин В.М. Применение обработанных химическими реагентами осадков городских сточных вод в качестве удобрения (рекомендации). -Владимир. 1986.-32 с.

53. Касатиков В.А., Касатикова СМ., Шабардина Н.П. Утилизация органогенных отходов // Сб. трудов ВНИП-ТИОУ.- 1998.-Вып. 1.-С. 136143.

54. Касатиков В.А., Руник В.Е. К вопросу о поведении микроэлементов в системе почва-растение при использовании в качестве удобрения осадков городских сточных вод // Агрохимия. 1994. - №2 5. - С. 53-55.

55. Касатиков В.А., Усенко В.И., Касатикова СМ., Шабардина Н.П. Влияние осадков городских сточных вод на поведение тяжёлых металлов в агроценозах дерново-подзолистых почв и выщелоченного чернозёма // Сб. трудов ВНИГГГИОУ. Вып.1. - 1998. - С. 144-150.

56. Климентьев А.Н. Сельскохозяйственное освоение черноземных степей Оренбуржья// География, экономика и экология Оренбуржья. Оренбург. 1994. С. 19-28

57. Ковальский BJB. Биохимические пути приспособляемости организмов к условиям геохимической среды // Биологическая роль микроэлементов и их применение в сельском хозяйстве и медицине. М,: Наука, 1974а. С. 16-28.

58. Ковальский В.А. Геохимическая экология. М. - 1974. -299 с.

59. Ковда В.А. Биогеохимия почвенного покрова./ М.гНаука, 1985, с. 223229.

60. Кононова М. М. Проблема почвенного гумуса и современные задачи его изучения. М.: Издат. АН СССР, 1951, 389 с.

61. Косинова Л.Ю. Изменение структуры микробоценозоп и ферментативной активности некоторых почв под влиянием свинца и кадмия // Микробоценозы почв при антропогенном воздействии. Новосибирск: Наука,

62. Котова А.С. Распределение микроэлементов в системах почва- растение долины реки Сакмары. Автореферат. Оренбург, 1971

63. Котова А.С. Распределение микроэлементов в системах почва-растение долины реки Сакмары. Автореферат. Оренбург, 1971

64. Красильников Н.А. Микроорганизмы почвы и высшие растения. М., Изд-во АН СССР, 1958, 463 с.

65. Кузьмин Н.М., Золотов Ю.А. Концентрирование следов элементов. М.: Наука, 2003.-268 с.

66. Кутукова Ю.Д. Плеханова И.О., Кленова О.В., Влияние осадков сточных вод на содержание и фракционный состав тяжелых металлов в супесчаных дерново-подзолистых почвах'// Почвоведение, 2001. № 4. С. 496-503.

67. Кучеренко В.Д., Солнцева А.Е. Оренбургская область// Агрохимическая характеристика почв СССР. Районы Урала. М., 1964. С. 289-318

68. Левин СВ., Гузев B.C., Асеева И.В., Бабьева И.П., Марфенина О.Е., Умаров М.М. Тяжелые металлы как фактор антропогенного воздействия на почвенную микробиоту // Микроорганизмы и охрана почв. М.: Изд-во МГУ, 1989. С 5-46.

69. Линник П.Н., Зубко А.В., Зубенко И.Б., Малиновская Л.А.Адсорбция тяжелых металлов донными отложениями в присутствии гумусовых веществ // Гидробиол. журн. -2005. 41, № 3. - С. 104-119.

70. Линник П.Н., Набиванец Б.И. Методы, исследования, состояния ионов металлов в природных водах//Водныо ресурсы. 1980. — № 5. — С. 148— 170. ' ■ .

71. Линник. 11.Н., Набиванец Б.И; Формы миграции металлов в пресных, поверхностных водах. — Л!: Гидрометеоиздат- 1986; 270 с. ,

72. Линник Р.П., Запорожец О.А., Линник П.Н: Формы нахождения растворенного кобальта в воде водохранилищ Днепра и некоторых его притоков//Химия и технология воды. 1999. --21,.№ 5. - С. 471-484.

73. Мажайский Ю:А. Особенности-распределения тяжелых металлов в профилях почв Рязанской области // Агрохимия. 2003: № 8. С. 74- 79.

74. Малпнина Mi С, Богатырев JI. Г., Малюкова Л. С. Особенности поведения Zn в лесных: подстилках северных экосистем.// Почвоведение, 1999. №4, с 91-96.

75. Малинина М. С, Моту зова Г. В. Me годы получения почвенного раствора при? почвенно-химическомг мониторинге.// Физические: и химические методы исследования почв., Изд-во МГУ,-1994, с 101.

76. Малинина М.С., Иванилова С.В. Водорастворимые фенольные соединения и некоторые макро- и микроэлементы торфяиисто-подзолисто-глееватых почв% И,Л1?БПЗ(// Вест. Моск. ун-та. Сер. 17, почвоведение. 2006. № 2.С. 40-48. :

77. Малинина- М.С., Караванова Е.И1 Иерархические уровни; и показатели неоднородности- химического состава и: свойств лесных почв : северотаежных ландшафтов // Почвоведение: 2002. №'8: С. 945-953;

78. Малинина М.С., Караванова Е.И., Белянина Л.А., Иванилова С.В. Сравнение состава водных вытяжек и почвенных растворов торфянисто-глееватых почв Центрального- лесного государственного биосферного заповедника// Почвоведение. 2007. № 4. С. 1-10

79. Мамитко А.В., Мамитко В.Р. Возбужденные микробные ассоциации как один из показателей антропогенного воздействия // Стационарные исследования природных процессов и качества среды. Иркутск, 1983. С 97-102.

80. Марфенина О.Е. Микробиологические аспекты охраны почв. М: Изд-во МГУ, 1991.118 с.

81. Милащенко .Н.З., Соколов О.А., Брайсон Т., Черников В.А. Устойчивое развитие агроланлшафтов. В 2-х т. Т. 2. Пущино: Изд-во ОНТИ ПНЦ РАН, 2000. 282 с.

82. Минеев В. Г., Анциферова Е.Ю., Болышева Т.И., Касатиков В.А.Распределение кадмия и свинца в профиле дерново-подзолистой почвы при длительном удобрении ее осадками сточных вод // Агрохимия, 2003, № 3. С. 77-86.

83. Минеев В.Г. Воспроизводство почвенного плодородия агрохимическими средствами и охрана почв от техногенного загрязнения // Вестник с/х. наук. 1988.-№6. -С 95-101.

84. Минеев В.Г., Макарова А.И., Тришина Т.А. Тяжёлые металлы и окружающая среда в условиях современной интенсивной химизации // Агрохимия. 1981.-№5.-С 146-155.

85. Мишин П.Я. Микроэлементы в почвах Оренбуржья и эффективность микроудобрсний -Челябинск; Оренбург. 1991. С. 12-18

86. Мишин П.Я. Плакат «Микроэлементы и урожай». Оренбург. 1982

87. Можайский Ю.Л., Евтюхин В.Ф., Резникова А.В. Экология агроландшафта рязанской области// Изд-во МГУ. 2001 , 95 с.

88. Най П.Х., Тинкер П.Б. Движение растворов в системе почва- растение. М., Колос, 1980, 365 с.

89. Наплекова НМ. Влияние солен некоторых металлов на физиологическую активность целлюлозоразрушающих микроорганизмов Изв. Сиб, отд. АН СССР. Вып. 2. Сер, биол. №2. МО. С, 79-85.

90. Никитина З.И, Разработка методических основ мониторинга почвенной микрофлоры // Микроорганизмы как компонент биогеоценоза, Алма-Ата, 1982. с.22-24.

91. Николаева JI.А. Биокатализаторы и их модели М., Высшая школа, 1968, 195 с.

92. Обухов А.И. Методические основы разработки ПДК ТМ и классификация почв по загрязнению/ Система методов изучения почвенного покрова, деградированного под влиянием химического загрязнения. М., 1992, с. 13-20.

93. Обухов А.И. Экологические последствия загрязнения почв тяжелыми металлами и мероприятия по их устранению// Поведение поллютантов в почвах и ландшафтах. Пущино, ОНТИ НЦБИ, 1990, с. 52-60.

94. Обухов А.И., Цаплина М.В. Миграция и трансформация соединений свинца в дерново-подзолистой почве.// Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах. Л., Гидрометеоиздат. 1989. С. 139-144.

95. Овчаренко М.М., Шильников И.А., Вендило Г.Г., Черных Н.А.,Аканова Н.Л., Графская Г.А., Сопильняк Т.Н., Аристархов А.Н., Кузнецов А.В.,Никифорова М.В. Книга: Тяжелые металлы в системе почва-растение-удобрение. М., 1997.290с

96. Орлов Д.С. Гумусовые кислоты почв. М.: Наука, 1974, 324 с.

97. Орлов Д.С. Химия почв. М.: Изд. МГУ, 1985. 375с.

98. Орлов Д.С., Лозановская И.Н., Садовникова Л.К. Экология и охрана биосферы при химическом загрязнении. М.: Высшая школа, 1998, 2001.102.0стерман Л.А. Хроматография белков и нуклеиновых кислот. М.: Наука, 1985.-536 с.

99. Первуиииа Р.И., Малахов С.Г. Подвижность металлов, выпавших на почву в составе выбросов промышленных предприятий.// Миграция загрязняющих вещее гв в почвах и сопредельных средах. Л., Гидропромиздат, 1989 с.97-100.

100. Первунина Р.И., Зырин И.Г., Малахов С.Г. Влияние известкования дерново-подзолистой почвы на поступление кадмия в растения и на динамику его форм в почве // Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах. Л. - 1985. - С. 160-167.

101. Переломов, Леонид Викторович Формы нахождения тяжёлых металлов в серых лесных и аллювиальных почвах Среднерусской возвышенности: Дис. канд. биол. наук: 03.00.27 Пущино, 2001

102. Пинский Д.Л. Физико-химические аспекты мониторинга тяжелых металлов в почвах. В кн.: Региональный экологический мониторинг./ М., 1983,263 с.

103. Плеханова И.О., Кленова О.В., Кутукова Ю.Д. Влияние осадков сточных вод на содержание и фракционный состав тяжелых металлов в супесчаных дерново-подзолистых почвах // Почвоведение, 2001. № 4. С. 496-503.

104. Плеханова И.О., Клеиова О.В., Кутукова Ю.Д. Влияние ОСВ на содержание и фракционный состав тяжелых металлов в супесчаных дерново-подзолистых почвах// Почвоведение, 2001, №4, с. 496-503.

105. Плеханова И.О., Кленова О.В., Кутукова Ю.Д. Влияние осадков сточных вод на содержание и фракционный состав тяжелых металлов в супесчаных дерново-подзолистых почвах // Почвоведение, 2001. № 4. С. 496-503.

106. Плеханова И.О., Трансформация соединений тяжелых металлов в почвах при увлажнении // докторская диссертации почвоведения Мгу,2008

107. Покровская С.Ф., Касатиков В.А. Использование осадка городских сточных вод в сельском хозяйстве/ М., 1987.

108. Поляков Е.В., Егоров Ю.В. Современные методы определения физико-химического состояния микроэлементов в природных водах // Успехи химии.-2003.-И.-С. 1103-1114.

109. Работнова И:Л.? Помозгова И.Н. Хемостатное культивирование и ингибирование роста микроорганизмов. М., 1979.207 с.

110. Регуляторная роль почвы в функционировании таежных экосистем. М.: Изд-во «Наука», 2002, 364с., 2002

111. Рэуце К., Кырстя С. Борьба с загрязнением почвы./ М., 1986.

112. Сироткина И.С., Варшал Г.М., Лурье Ю.Ю., Степанова Н.П.Применение целлюлозных сорбентов и сефадексов в систематическом анализе органических веществ природных вод // Журн. аналит. химии. — 1974. — 29, №8.-С. 1626-1633.

113. Скрынникова И.Н. Опыт изучения почвенных растворов лесных подзолистых почв Московской области и их роли в процессах почвообразования // Почвоведение, 1948, №5, с 12-17.

114. Смирнова Н.В., Шведова А.В., Невский А.В. Влияние свинца и кадмия на фитотоксичность почвы. Экология и промышленность России. 2005. № 4. С. 32-35.

115. Смит У.Х. Лес и атмосфера. М., 1985.428 с.

116. Соколов О.А., Черников В.А. Экологическая безопасность и устойчивое развитие. Книга 1: Атлас распределения тяжелых металлов в объектах окружающей среды. Пущино: ОНТИ ПНЦ РАН, 1999. - 163с.

117. Станькова К.И, Борьба с загрязнением почвы /К. Рэуце, С. Кырстя; Пер. с рум. К.И. Станькова; Под ред. и с предисл. В.К. Штефана. Агропромиздат, 1986

118. Степанок В.В. Влияние комплексов техногенных элементов на химический состав сельскохозяйственных культур // Агрохимия. 2003. №1

119. Стратегия использования осадков сточных вод и компостов на их основе 1 в агрикультуре. Под редакцией академика Россельхозакадемии Н.З.

120. Милащенко / ВИУА им. Д.Н. Прянишникова. — М.: Агроконсалт, 2002. -140 с.

121. Хакимов Ф.И., Севостьянов С.М. Осадки очистных сооружений -восполняемый ресурс органического вещесть i // Материалыt Международной научной конференции "Биологические ресурсы иустойчивое развитие". Пущино: Изд-во НИА-Природа, 2001, С. 235236.

122. Чегринец Г.Я. О гигиенической регламентации применения в сельском хозяйстве осадка сточных вод // Химия в с/х.- 1984. -№12.-С. 10-11.

123. Черных Н.А. Закономерности поведения тяжелых металлов в системе почва-растение при различной антропогенной нагрузке Дерново-подзолистые почвы./ Автореф. дис. д-ра б.н. Виуа, М., 1995, 39 с.

124. Черных Н.А., Милащенко Н.З., Ладонин В. Ф. о*котоксилогические аспекты загрязнения почв тяжелыми металлами. Пущино: ОНТИ ПНЦ РАН, 2001. 148 с.

125. Черных Н.А., Милащенко Н.З., Ладонин В.Ф. Экотоксикологические аспекты загрязнения почв тяжёлыми металлами. М:, 1999 г

126. Шилова Е.И. Почвенный раствор как система взаимодействия растений и микроорганизмов с почвенной средой // Докл. геогр. общва, 1969, вып. 13, с. 12-30.

127. Эрлих X. Жизнь микробов в присутствии тяжелых металлов, мышьяка и сурьмы // Жизнь микробов в экстремальных условиях. М., 1981. С. 440-469

128. Юинг Г. Инструментальные методы химического анализа Пер. с англ. — М.: Мир, 1989.-608 с.

129. Юмвихозе Э. Эколого-биологическая оценка использования осадков сточных вод в качестве удобрения.// Ав-торсф. Дисс. Канд. Б.н., М., 1999, 23 с.

130. ЯкушкинаН.И. Физиология растений. М., Просвещение, 1980, 238 с.

131. Abeille Fr. Controles de residus dans les dengrees animals. Apiculteur, 1992, N769, p. 116-118.

132. Appelblad P.K., Baxter D.C., Thunberg J.O. Determination of metal-humic complexes, free metal ions and total concentration in natural waters // J. Environ. Monit. 1999. - 1, № 3. -P. 211-217.

133. BanField, J. F., and Nealson, К. H., Geomicrobiology: Interactions Between Microbes and Minerals, Reviews in Mineralogy and Geochemistry, Vol. 35, Mineralogical Society of America, Washington, DC, 225.266. (1997).

134. Barbee G.C., Brown K. W. Comparison between suction and free-drainage soil solution samplers.// Soil Science, 1986, v 141, №2, p. 149-154.

135. Berg and C. McClaugherty , Plant Litter-Decomposition, Humus Formation, Carbon Sequestration. Springer Verlag, 2003, 286 p

136. Berg B, McClaugherty С Plant litter. Decomposition, humus formation, carbon sequestration. Springer, Berlin Heidelberg New York (2003)

137. Birch, L., and Bachofen, R. (1990). Complexing agents from microorganisms. Experientia 46, p. 827-834.

138. Bischoff B. Effects of cadmium on microorganisms // Ecotoxicol. a. Environ. Safety. 1982. Vol. 6. №2:. P. 157-165

139. Bloomfield C., Greenland D. J., Hayes M. H. B. The translocation of metals in soils//The Chemistry of soil Processes. Eds, John Wiley@ sons, N.-York, 1981, P.463.

140. Brummer G.W., Tiller K.G., Herms U., Ciayton P.M. Adsorption -desorption and/or precipitation dissoiution processes of zinc in soil. //Geoderma, 1983, vol 31, №4, p 337-354.

141. Chakrabarty AM. Microbial interactions with toxic elements in the environment // Importance Chem. "Special,'4 Environ. Presses, Rept Dahlem Workshop. Berlin, Sept 2-7,1984. Berlin e. a. 1986. P. 513-531.

142. Cloutier-Hurteau B, Sauve S, Courchesne F. Comparing WHAM 6 and MINEQL+ 4.5 for the chemical speciation of Cu2+ in the rhizosphere of forest soils. Environmental Science and Technology 41:8104-8110, 2007. ,

143. Cornelis R. Speciation of trace elements: a way to a safer world // Anal. Bioanal. Chem. 2002. - 373. - P. 123-124.

144. Crichton, R. R. (1991). Inorganic Biochemistry of Iron Metabolism, Ellis Horwood, Chich-ester West Susset, England.

145. Fernandez F.M., Tudino M.B., Troccoli O. Automatic on-line ultratrace determination of Cd species of environmental significance in natural waters by FI-ETAAS // J. Anal. At. Spectrom.- 2000. 15. - P. 687-695.

146. Figura P., McDuffie B. Determinations of soluble trace metal species in aqueous environmental samples by anodic stripping voltammetry and Chelex column and batch methods //Anal. Chem. 1980. - 52. - P. 1433-1439.

147. Florence T.M., Batley G.E. Chemical speciation in natural waters // CRC Critical Rev. Anal. Chem. 1980. - 9, № 3. - P. 219-296.

148. Forstner U., Wittmann G.T.V. Metal pollution in the iquatic environment, 2nd edn. Springer-Verlag: Berlin, Heidelberg, New York, 1983. 486 p.

149. Fransek Mark A. Soil lead levels in a small town environment: A case siudy from Mt. Pleasant-Michigan. Environ. Pollut. 1992. Vol. 76, КаЗ. P. 251-257

150. Gallet C, Keller C. Phenolic composition of soil solutions: comparative study of lysimeter and centrifuge waters. // Soil Biology and Biochemistry, 1999, vol 31, p 1151-1160.

151. Gallet C, Pellissier F. Phenolic Compounds in Natural Solutions of a Coniferous Forest.// Journal of Chemical Ecology, 1997, vol 23, № 10, p 2401-2412.

152. Griiffm D.M., Quail G. Movement of bacteria in moist particulate systems// Aust.J. Biol.Sci, 1968, v.21, p 5-79.

153. Haider K. Biochemie des Bodens. Enke, Stuttgart, 1996, 354 p.

154. Haines B.L., Waide J.B. and Todd R.L. Soil solution nutrient concentrations sampled with tension and zero-tension lysimeters : /Report of discrepancies. // Soil Sci. Soc. Am. J., 1982, vol 46, p 658-661

155. ITange A.V, Bates T.E, Soon Y.K. Comparison of extractans for plant-avdble Zn, Cd, Ni and Cu in contaminated soils.// Soil. Sci. Soc. Am. J, 44,772, 1983.

156. Hendershot W.H. and Courchesne F. Comparison of soil solution chemistry in zero-tension and ceramic cup tension lysimeters.// J. Soil Sci., 1991, vol 42, p 577-583.

157. Heumann K.G. Hyphenated techniques the most commonly used method for trace elemental speciation analysis // Anal. Bioanal. Chem. — 2002. - 373. - P. 323-324.

158. Hinesly T.D., Alexander D.E, Redborg H.E, Ziegler E.L. Effect of soil cation exchange capacity on the uptake of cadmium by corn.// Agron. J, 1982, 74, p. 469-474.

159. Huang P. M., Wang T. S. C, Wang M. K., Wu M. H., Hsu N. W. Retention of phenolic acids by noncrystalline hydrozy-aluminium and iron compounds and clay minerals of soil. // Soil Sci., 1977, vol 123, № 4, pp 143-157.

160. Huang, P. M., and Schnitzer, M. (eds.). Interactions of Soil Minerals with Natural Organics and Microbes, Soil Science Society of America, Madison, WI. (1986)

161. Imai A., Fukushima Т., Matsushige K., Kim Y.H. Fractionation and characterization of dissolved organic matter in a shallow eutrophic lake, itsinflowing-rivers, and other organic matter sources // Wat. Res. 2001. - 35, № 17.-P. 4019-4028.

162. Kalbitz K., Kaiser K., Ecological aspects of dissolved organic matter in soils. Geoderma,113,177-178.(2003).

163. Kalbitz K., Schwesig D., Schmerwitz J., Kaiser K., Haumaier L., Glaser В., Ellerbrock R., Leinweber P.,Changes in properties of soil-derived dissolved organic matter induced by biodegradation. Soil Biol. Biochem. 35, 1129— 1142.(2003).

164. Katase T, Kondo R. Vertical profiles of trans- and ci^-4-hidroxicinnanmic acids and other phenolic acids in Horonobe peat soils, Japan// Soil Sci., 1989, vol 148, p 258-264.

165. Keller C, Kayser A, Schulin R. Heavy-metal uptake by agricultural crops from sewage sludge treated soils of the Upper Swiss Rhine Valley and the effect of time.// Environmental restoration of metals contaminated soils, USA, 2001, p. 273-293.

166. Kiekens L., Cottenie A. Characterization of chemical and biological activity of heavy metals in the soil // Heavy Metals Environ. Int. Conf, Heidelberg, Sept. 1983. - Vol.1. - P.657-661.

167. Kirkby E. Ion uptake and ionic balance in plants in relation to the form of nitrogen nutrition//Ecological aspects of the mineral nutrition of plants. Oxford, Blackwell Sci Publications LTD, 1969, p 215-235.163'

168. Krishnamurti, G. S. JR., Cie'slKnski, G;, Huang, P. M., and Van Roes, K. G. J. (1997). Kinetics of cadmium release from soils as inBuenced by organic acids: implication in;cadmum availability. J: Environ. Qual. 26; p. 271-277.

169. Krishnamurti, G; S. R., Huang, P. M., and Van Rees, К. C. J. (1996). Studies on soil rhizosphere: speciation and1 availability of Cd: Chem. Speciat. Bioavailab. 8, p. 23-28.

170. Lehman (1963) Principles; of Chelation Chemistry, Soil Science Society of America Proceedings. 27. 167-170.

171. Lester. J.N. Microbial accumulation of heavy metals in wastewater treatment processes//J. Apph Bacteriol. 1985. Vol. 59. P. 141-153.

172. Lewin V.H, Beckett Р.Н. Г Monitoring heavy metal accumulation in agricultural soil treated with sewage sludge // Effluent & Water Teat. J. -1980.-Vol.20.-P.217-221.

173. Linehan, D. J., Sinclair, A. I I., and Mitchell, M. C. (1989). Seasonal changes in Cii, Mn, Zn, and Co concentrations in soil in the root zone of barley (Hordeum vulgare L.)// J.Soil Sci. 40, p. 103-115.

174. Lu Y., Chakrabarti C.L., Back М.Н., Grogoire D.C., Schroeder W.H. Kinetic studies of aluminum and zinc speciation in river water, and. snow // Analyt. Chim. Acta. 1994. - 293. - P. 95-108.

175. Lux W., Piening H. Distribution: patterns; of heavy metals in the soils of Hamburg and calculation of 100-years-emission." (Abstr.) 3 rd Int. Symp.

176. Environ. Geochemical/ and Health Uppsala, 16-19, Sept., 1991/Rapp. Och. Medd// Sver. geol.undrsokn. 1991, №69.

177. Lynch, J. M. (1990a). Introduction: some consequences of microbial rhizosphere competence for plant and soil. In The Rhizosphere, ed. Lynch, J. M., Wiley, Chichester, West Sussex, England, p. 1-10.

178. Lynch, J. M. (1990b). Microbial metabolites. In The Rhizosphere, ed. Lynch, J. M., Wiley,Chichester, West Sussex, England, p. 177-206.

179. Madigan MT, Martinko JM, Parker J (2003) Brock. Biology of microorganisms. Prentice Hall. Pearson Education, London

180. Marschner, H. (1998). Soil/root interface: biological and biochemical processes. In Soil Chemistry and Ecosystem Health, ed. Huang, P. M., Adriano, D. C., Logan, T. J., and Checkai, R. Т., Soil Science Society of America, Madison, WI, p. 191-231.

181. McBride M. B. Toxic metals in sewage sludge-amended soils: has promotion of beneficial use discounted the risks?//Advances in Environmental Research Volume 8, Issue 1, October 2003, Pages 5-19 Heavy Metals in Soils.

182. McBride M.B., Blasiak JJ. Zinc and copper solubility as a function of pH in an acid soil. // Soil Sci. Soc. Am. J., 1979, vol 43, p 545-552.

183. McBride, M.B. Environmental chemistry in soils. Oxford Univ. Press, Oxford. 1994.

184. Mengel K., Kirkby E.A., Principles of Plant Nutrition, International Potash, Institute, Worblaufen -Bern, 1978,593.

185. Moore D.P.1, Mechanisms of micronutrient uptake by plants, in: Micronutrients in Agriculture, Mortvedt I.I., Giordano P.M., Lindsay W.L., Eds., Soil Science Society of America, Madison, Wis., 1972,17.

186. Mortvedt J.J. Cadmium levels in,soils and plants from some long-term soil fertility experiments in the United States of America.; J. Environ. Qual., 1987, 16(2), p. 137-198.

187. National Academy Press; Bioavailability of Contaminants in Soils & Sediments: Processes Tools & Applications 1 edition 2003 420 pages

188. Nielson, N. E. (1976). The effect of plants on the copper concentration in the soil solution// Plant Soil 45, p. 679-687.

189. Novotny K., Turzikova A., Komarek J. Speciation of copper, lead and cadmium in aquatic systems by circulating dialysis combined with flame AAS // Fresenius J. Anal. Chem. 2000. - 366. - P. 209-212.

190. Oess A, Cheshire M.V, McPhail D.V, Stall S, Vedy J-C. Elucidation of phenol-Cu enferaction mechanisms by potentiometry ESR UV absorption, spectroscopy and molecular simulations.// The Science of the Total Environment, 1999, vol 228, №1, p 49-58.

191. Oliver Dilly Microbial Energetics in Soils in Microorganisms in Soils: Roles in Genesis and Functions, Franceois Buscot • Ajit Varma (Eds.) 2005. P.419

192. Parker F.W. Carbon dioxide production of plant roots as a factor in the feeding power of plants//Soil Sci., 1924, p.229-247.

193. Pereiro I.R., Diaz A.C. Speciation of mercury, tin, and lead compounds by gas chromatography with microwave induced plasma and atomic-emission detection (GC-MIP-AED) // Anal. Bioanal. Chem. 2002. - 372. - P. 74-90.

194. Quirk LP., Posner A.M., Trace element adsorption by soil minerals, in: Trace Elements in Soil-Plant-Animal Systems, Nicholas D.I.D., Ed., Academic Press, New York, 1975,95.

195. Reuter, J.H.; Perdue, E.M'. Importance of heavy metal organic matter interactions in natural waters. Geochim. Cosmochim. Acta 41: 325334; 1977

196. Routh Joyanto,- Chemical Analysis and Geochemical. Modeling of Heavy Metals in Waters and Sediments from Van Stone Mine, Washington, 1985.

197. R'ovira A.D., Plant root exudates// Bot/ Rev., v 35? P. 35-57.

198. Saar R.A. and Weber J.H., Lead(II)- fulvic acid complexes conditional stability constants, solubility, and*implication for lead(II), Elsevier,1980

199. Scheja G., Kunze С Einflub von schwermetallen auf den abbau N-haltiger organischer verbindungen durch bakteriena // Verh. Ges. Okol. Bd. 13.13. Tahrestag. Bremen. 25 Sept. 1983. Gottingen. 1985. S. 519-524.

200. Schnitzer M. Humus Substances: Chemistry and Reactions// Soil Organic Matter/ By M. Schnitzer and S. U. Khan/ Development of Soil Science. No S.Ottawa, 1978a.

201. Stumm W, Morgan JJ, Aquatic chemistry, an introduction emphasizing chemical equilibria in natural water, Wiley Interscience, NY, (1970)

202. Stumm W., Morgan J.J. An introduction emphasizing chemical equilibria in natural waters. 2nd ed., Aquatic Chemistry, 1981.

203. Stumm, W., and Morgan, J. J. (1996). Aquatic Chemistry: Chemical Equilibria and Rates in Natural Waters, 3rd ed. Wiley, New York. P.290

204. Summers A.O. Bacterial resistance to toxic elements // Trends Biotechnology. 1985. Vol.3. №5. P. 122-125.

205. Taylor R.W., Xiu H., Mehadi A.A., Shuford J.W., Tadesse W. Fractionation of residual cadmium, copper, nickel, lead and zinc in previously sludge-amended soil. Communication // Soil Science and Plant Analysis, 1995, Vol. 26, N 13/14, p. 2193-2204.

206. Taylor R.W., Xiu H., Mehadi A.A., Shuford J.W., Tadesse W.// Fractionation of residual cadmium, copper, nickel, lead Soil Sc. Plant Analysis, 1995, Vol. 26, N 13/14, p. 2193- 2204.

207. Temminghoff E.J.M., Plette A.C.C., Vaneck R., Vanriemsdijk W.FI. Determination of the chemical speciation of trace metals in aqueous systems by the Wageningen Donnan membrane technique // Analyt. Chim. Acta. -2000.-417.-P. 149-157.

208. Tiller K.G. Heavy metals in soils and their environmental significance //Adv. Soil Sci. 1989. V.9.P. 113-142

209. Timerbaev A.R. Element speciation analysis by capillary electrophoresis // Talanta. 2000. - 52. - P. 573-606.

210. Timerbaev A.R. Element speciation analysis by capillary electrophoresis // Talanta. 2000. - 52. - P. 573-606.

211. Tsutsuki K., Kondo r. Legnin derived phenolic compounds in different typs of peat profiles in Hokkaido, Japan// Soil Sci. and Plant Nutr., 1995, vol 41, p 515-527.

212. Tyler K.G. Leaching rates of heavy metals ions in forest soil //Water Air Soil Pollut. 1978.VoL9.137p

213. Verhagan H. L. M., Diederen H.S.M.A. Vergelijkingsmetingen van de analyse an monsternemings methoden van de vaste an vloei bare fase van bodemnmonsters. // TNO IMW rapport RSI/171 Additioneel programma Verzuringsonderzoen rapport n 6-1, 1991.

214. Violante A ,Huang P M , Geoffrey M. Gadd , Biophysico-Chemical Processes of Heavy Metals and Metalloids in Soil Environments, Wiley 2008 ,658 pages

215. Wang W. The response of Nitrobacter to toxicity // Environ. Int. 1984. Vol. 10,№ 1.P.21

216. Wan-Xia Ren, Pei-Jun L,Yong Geng and Xiao-Jun Li. Piological leaching of heavy metals;- from a contaminated -isoil!» by Aspergillus niger //Journal of Hazardous Materials, 2009 In Press

217. Williams S.E., Vollum A.C. Eftect of cadmium on soil bacteria and actinoimyces// J. Environ. Qual. 1981. Vol 10. №2. P. 142-144.

218. Xian X. Influence of concentration and soil chemical forms of cadmium, zinc and lead on metals consumption by plant// Environ. Polit. 1989. - Vol.57. -P. 127-131.

219. Ziegler E. L., Redborg К. E., and Lue-Hing C. Sewage Sludge Application to Calcareous Strip-Mine Spoil: II. Effect on Spoil and Com Cadmium, Copper, Nickel, and Zinc J Environ Qual 1983 12: 463-467.

220. Ziegler H (1983) Physiologie des Stoff- und Energiestoffwechsels. In: Von Denffer D, Ziegler H, Ehrendorfer F, Bresinsky A (eds) Lehrbuch der Botanik fr Hochschulen. Fischer, Stuttgart, pp 216-483.

221. A Global atlas of wastewater sludge and biosolids use and disposal / Edited by Peter Matthews. London: IAWQ, 1996. 197 p.

Информация о работе

Даис Махер Али
кандидата биологических наук
Москва, 2009
ВАК 03.00.27

Диссертация

Факторы, влияющие на подвижность металлов в дерново-подзолистой почве в условиях полевого и модельного опыта - тема диссертации по биологии, скачайте бесплатно

Автореферат

Похожие работы