Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

Исследование влияния кислотности, калия и аммонийного азота на сорбцию137Cs почвами и поглощение ячменем

ВАК РФ 03.00.01, Радиобиология

Автореферат диссертации по теме "Исследование влияния кислотности, калия и аммонийного азота на сорбцию137Cs почвами и поглощение ячменем"

На правахрукописи

СУСЛИНА Лаура Геннадьевна

ИССЛЕДОВАНИЕ ВЛИЯНИЯ КИСЛОТНОСТИ, КАЛИЯ И АММОНИЙНОГО АЗОТА НА COPБЦИЮ1"Cs РАЗНЫМИ ПОЧВАМИ И ПОГЛОЩЕНИЕ ЯЧМЕНЕМ

Специальность 03.00.01 - Радиобиология

Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Обнинск - 2004

Диссертация выполнена во Всероссийском научно-исследовательском институте сельскохозяйственной радиологии и агроэкологии Российской академии сельскохозяйственных наук

Научные руководители: Доктор биологических наук Кандидат биологических наук

Круглое Станислав Валентинович Анисимов Вячеслав Сергеевич

Официальные оппоненты:

Доктор биологических наук, профессор

Кандидат сельскохозяйственных наук

Дричко Владимир Федорович Жигарева Тамара Леонидовна

Ведущая организация: Украинский научно-исследовательский институт сельскохозяйственной радиологии (г.Киев)

Защита диссертации состоится

У/- и

2004г. в

часов

на заседании диссертационного совета Д 006.068.01 при Всероссийском научно-исследовательском институте сельскохозяйственной радиологии и агроэкологии. 249032, Калужская обл., г. Обнинск, Киевское шоссе, 109 км, ВНИИСХРАЭ, Диссертационный совет. Факс: (08439) 68066

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке ВНИИСХРАЭ.

Автореферат разослан '

Л"

2004г.

ВВЕДЕНИЕ

Актуальность темы. Присутствие антропогенных радионуклидов в рассеянном виде в природных объектах является следствием использования ядерной энергии в военных и мирных целях. Результатом ядерных испытаний и радиационных аварий в районе Южного Урала и на Чернобыльской АЭС стали глобальные радиоактивные выпадения и загрязнение обширных территорий долгоживущими радионуклидами Sr и Сз, представляющие серьезную проблему до настоящего времени. Ореолы рассеяния радиоактивных веществ формируются и в районах расположения предприятий атомной промышленности и ядерной энергетики вследствие нормализованных выбросов и сбросов.

Оказавшись в природной среде, долгоживущие радионуклиды становятся компонентами почв, включаются в процессы биогенной миграции с участием растений и животных, с продуктами питания растительного и животного происхождения поступают в организм человека. В радиоэкологических исследованиях, ведущихся с конца 50-х годов прошлого века, выявлены наиболее значимые процессы и факторы, регулирующие поведение искусственных радионуклидов в аграрных системах, установлены общие закономерности поведения и определены количественные параметры перехода в системе почва-растение, начальном и исключительно важном звене сельскохозяйственных цепочек миграции (В.М. Клечков-ский, И.В. Гулякин, Е.В. Юдинцева, Р.М. Алексахин и др.).

Исследования в области агрохимии долгоживущих радионуклидов Sr и Сэ практически с самого начала носили двойственную направленность. С одной стороны, изучение влияния способов обработки почвы, минеральных и органических удобрений, почвенных мелиорантов, технологий возделывания сельскохозяйственных культур на изменение доступности радионуклидов растениям и накопление их в урожае представляло самостоятельный научный интерес (Е.В. Юдинцева, И.Т. Моисеев, Ф.А Тихомиров и др.). С другой стороны, эти исследования служили теоретическим и практическим базисом для поиска эффективных методов и приемов, как традиционно используемых в технологиях возделывания культур, так и специальных, которые, обеспечивая благоприятные условия для развития растений и гарантируя урожай, в тоже время позволяли бы минимизировать содержание радионуклидов в продукции растениеводства. Учитывая высокий социальный статус проблемы, второе направление приобретало особую актуальность и практическую значимость на территориях, подвергшихся радиоактивному загрязнению в результате радиационных аварий (Н.П. Архипов, Ю.А. Иванов, С.К. Фир-сакова, Н.И. Санжарова, А.Н. Ратников и др.).

Агрохимические приемы и методы в настоящее время представляют важную часть комплекса защитных мероприятий в сельском хозяйстве на радиоактивно загрязненных территориях (Руководство ..., МАГАТЭ, 1994). Однако потенциальная эффективность этих мероприятий на разных почвах и в различных условиях не может быть достигнута без хорошего знания и понимания механизмов процессов, лежащих в их основе.

Цель исследования: С использованием разных методологических подходов изучить взаимодействие 137С8 с одновалентными ионами Н+, К+ и N11/ в 3-х поч-

| ЮС. НАЦИОНАЛЬНАЯ] МВДИОТЕКА |

вах разного генезиса и идентифицировать механизмы влияния кислотности, калийных удобрений и аммонийного азота на сорбцию радионуклида почвенными минералами и корневое поглощение растениями ячменя.

Задачи исследования: В условиях многофакторных лабораторных экспериментов изучить раздельные и совместные эффекты возрастающих концентраций Н+,К+ и на:

- сорбцию и фиксацию 137Сз разными почвами:

а) непосредственно после поступления радиоцезия в почвы и

б) через 1 год после внесения радионуклида;

- корневое поглощение 137Сз растениями ячменя из почв разного генезиса, существенно различающихся составом, свойствами и способностью селективно сорбировать цезий (сразу после внесения и через 1 год после поступления радионуклида в почву);

- распределение основных катионов почвенных систем (К+, №+, Са2+ и М^2+) между твердой фазой и равновесным почвенным раствором, концентрацию макроэлементов в растениях;

- показатели развития ячменя.

Для проверки выявленных закономерностей, изучить влияние калия и аммония при раздельном и совместном внесении их в почву на сорбцию 137Сз почвенными минералами и накопление на разных стадиях развития растений ячменя и в урожае в условиях вегетационного опыта.

Используя полученные экспериментальные зависимости и обобщенные литературные данные, рассмотреть конкурентное взаимодействие между 137Сз и близкими по своим физико-химическим характеристикам ионами К+, КИ4+ в почвенных системах, идентифицировать механизмы влияния возрастающих концентраций ионов Н+, К+ и КИ4+ на переход 137Сз из почвы в растения.

Научная новизна работы: В результате комплексного подхода к изучению поведения 137Сз в системе почва-растение и использования многофакторных экспериментов

- впервые показана возможность дополнительной фиксации 137Сз твердой фазой почв в результате индуцируемого возрастающими концентрациями ионов К+ и КИ4+ коллапса межпакетного пространства минералов слоистой структуры при добавлении калия и аммония в малообеспеченные обменным калием почвы, и напротив, возможность ремобилизации радионуклида при внесении повышенных концентраций КИ4+ в почвы, хорошо обеспеченные калием.

- экспериментально подтверждено, что механизм ингибирующего влияния возрастающих концентраций К+ в почве на корневое поглощение 137Сз включает увеличение селективности сорбции радионуклида почвенными минералами, разбавление концентрации радионуклида в почвенном растворе и изменение избирательности прямого поглощения 137Сз и его химического аналога К растениями из почвенного раствора вследствие смены доминирующей системы транспорта ионов К+ через биологические мембраны.

- ионы КИ4+ способны (в зависимости от дозы и конкретных почвенных условий) вызывать как дополнительную фиксацию 137Сз почвенными минералами, так и его ремобилизацию, вытесняя обменно-сорбированный цезий в почвенный рас-

твор и блокируя селективные центры обменной сорбции, но практически не оказывают влияния на избирательность поглощения 13,Cs и элемента минерального питания К корнями растений из почвенного раствора.

- установлено, что эффект калия и аммония не пропорционален дозе соответствующего минерального удобрения. Основными факторами, определяющими эффективность калийных удобрений по снижению накопления 13,Cs в урожае сельскохозяйственных культур и ингибирующий эффект аммонийного азота, являются свойства почв (прежде всего, емкость FES и ЕКО) и их суммарная обеспеченность обменными калием и аммонием.

- определены пороговые концентрации К+ и NH4 + в дерново-подзолистой почве, при превышении которых использование калийных удобрений в целях снижения накопления 13,Cs культурами неэффективно, а применение аммонийного азота будет вызывать увеличение перехода радионуклида из почвы в растения.

- показано, что, ионы Н+, обладающие слабой вытесняющей способностью, не способны конкурировать с Cs+ за селективные центры сорбции в краевой расширенной зоне и в межпакетном пространстве кристаллической решетки слоистых минералов и не оказывают значимого влияния на формы 13,Cs в почве. Поэтому механизм влияния кислотности почвы на корневое поглощение 13,Cs, вероятно, включает косвенные эффекты повышенных концентраций Н+ (в частности, изменение интенсивности прямого поглощения 13,Cs корнями вследствие изменения скорости метаболических процессов в растениях, обусловленного неблагоприятными условиями их произрастания).

Теоретическая и практическая значимость работы. Полученные экспериментальные данные, результаты теоретического обобщения и заключения, содержащиеся в диссертационной работе, расширяют и уточняют существующие представления о поведении 13,Cs в агроэкосистемах и способствуют лучшему пониманию механизмов процессов, лежащих в основе некоторых агрохимических приемов, направленных на минимизацию накопления радиоцезия в урожае сельскохозяйственных культур, производимых на радиоактивно загрязненной территории. Установление механизмов влияния и пороговых концентраций ионов имеет важное практическое значение с точки зрения радиологической и экономической эффективности использования калийных и азотных удобрений в целях снижения радиоактивного загрязнения сельскохозяйственной продукции, и сбалансированного применения разных форм минерального азота в составе комплексного удобрения.

Основные положения, выносимые на защиту:

• - идентифицированные механизмы влияния одновалентных ионов Н+, К+ и NH4+ на сорбцию 13,Cs почвами разного генезиса и корневое поглощение растениями;

• - нелинейный характер зависимостей между количественными показателями, характеризующими изменение почвенных условий, состояние радионуклида в почве и его переход из почвы в растения при добавлении калия и аммонийного азота;

• - пороговые концентрации калия и аммония в дерново-подзолистой песчаной почве, после превышения которых использование калийных удобрений неэф-

фективно, а применение аммонийной формы азота вызывает увеличение накопления Сз.

Апробация работы и публикации: Основные положения работы и результаты исследований докладывались на научно-практической конференции «Роль творческого наследия академика ВАСХНИЛ В.М. Клечковского в решении современных проблем сельскохозяйственной радиологии», Москва 2000г; научно-практической конференции «Наследие Чернобыля: Медико-психологические, радиоэкологические и социально-экономические аспекты ликвидации последствий аварии на ЧАЭС в Калужской области», Калуга-Обнинск, 2001; научная конференция «Геологические проблемы загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами», Тула, 2003 г; 6-ая международная научная конференция «Экология человека и природа», Плес, 2004г. По материалам диссертации опубликовано и находится в печати 8 работ.

Структура и объем диссертационной работы. Диссертация изложена на 120 страницах, включает введение, заключение, выводы, 5 глав, 18 таблиц, 13 рисунков и список публикаций из 196 наименований.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ

Объекты исследования. В качестве объектов исследования были выбраны 3 почвы разного генезиса, существенно различающиеся по своему составу, свойствам и потенциалу селективной сорбции 137Сз и характерные для районов Российской Федерации, подвергшихся влиянию аварии на Чернобыльской АЭС (табл. 1).

Методики и условия экспериментов

Многофакторные модельные эксперименты с 14-суточными проростками. Предварительная подготовка почв к эксперименту включала доведение их до воздушно-сухого состояния, просеивание через сито с диаметром отверстий 2 мм, определение исходных физико-химических характеристик и анализ на содержание Сз. В почву, увлажненную до ПВ, при тщательном перемешивании вносили раствор хлорида 137Сз, после чего массу почвы подразделяли на части (по числу вариантов) и, в соответствии со схемой опыта, добавляли расчетные количества Н+ (3 дозы), К+ (4 дозы) или КИ4+ (3 дозы) в виде 0.01 М растворов НС1, КС1 и КИ4С1. Подготовленные почвы помещали в полиэтиленовые сосуды и до посева семян выдерживали 1-2 месяца при комнатной температуре с двукратным циклом периодического увлажнения и подсушивания. После инкубации почвы еще раз просеивали и отбирали пробы для физико-химических исследовании и -спектрометрического анализа.

Перед посевом почвы увлажняли до 60%ПВ и высевали предварительно проращенные семена ячменя сорта Зазерский-85 в количестве 12 шт. на сосуд, содержавший 250-350 г воздушно-сухой почвы. Растения выращивали в условиях постоянной влажности почвы и равномерного освещения. На 14 сутки растения срезались на высоте 0.5 см от поверхности почвы.

Вегетационный эксперимент. Ячмень сорта Эльф выращивался до урожая на загрязненной 137Сз дерново-подзолистой среднесуглинистой почве в условиях вегетационного домика. Схема эксперимента включала раздельное и совместное до-

бавление в почву калия и аммонийного азота в дозах 140 мг/кг и предусматривала отбор проб вегетирующих растений на 30 и 60 сутки, соломы и зерна по достижении полной спелости.

Таблица 1. Основные характеристики почв, использованных в опытах

Показатель Дерново-подзолистая песчаная Чернозем выщелоченный среди есуглини-стый Торфяная низинная Дерново-подзолистая средиесуглин истая

Место отбора почвы Новозыбков-ский р-н Брянской обл. Плавский р-н Тульской обл. Новозыбк. р-н Брянской обл. Калужская обл.

Массовая доля фракции, % 0.25*0.05 мы 56.4*0.3 9.3*4.0 34.6*0.5

<0.05 7.2*0.6 44.8±3.0 31.(Ы).3

<0.01 1.9Ю.6 8.5*1.5 7.5*0.9

<0.005 2.9*0.4 7.7*0.2 7.7*1.4

<0.001 2.7±0.2 26.2*1.8 5.0*1.7

Физический песок (>0.01 мм) 92.8*0.2 57.7±3.5 77.3*0.8

Физическая глина (0.01 мм) 7.3±0.2 42.4*3.5 20.1*0.5

Остаток после прокаливания, % 96.1 31.0

Гумус. % 1.23 2.87 1.09

Сиг-, г/100 г почвы 2.1*0.1 4.9±0.9 1.9*0.3

рН (KCI) 5.55*0.01 4.94±0.02 6.64±0.04 6.68*0.03

ЕКО, смоль/кг 5.2*0.3 34.6*0.1 124±0 05 10.4*0.2

Емкость FES, мэкв/кг 1.04 3.92

Обменные катионы, мг/кг К 14.0*1.6 167* 208*5 126*10

Са 900*100 3400± 23200±500 2739*140

Mg 112*9 330± 1510*30 95*5

NH/ 100*10 194*0,5 230*20 13.5*0.4

P2Os, мг/lOOr 17.4 19.9 232.1 66.8

"'Cs, кБк/кг: до внесения 1.49±0.03 0.78*0.01

после внесения: 2000 г. 123*7 130*6

2001г. 56.1*4.3* 55.3*5.4*

2003 г. 56*5

* - В опыте 2002 г. были использованы почвы, загрязненные

Cs в предыдущем году.

Для оценки влияния исследуемых факторов на изменение почвенных условий, физико-химического состояния "'Се в почве, переход радионуклида из почвы в растения и показатели развития растений ячменя использовались следующие показатели:

• количество добавленных в почву протонов [Н+] (мэкв/кг), калия [К] и аммонийного азота [МЫ4] (мг кг-1), обменные [К]е11, [МЫ4]е11, [Са]е11, [Mg]ex и подвижные [К]ас, [Са]ас, [Mg]ac формы элементов (мг кг*1), концентрация [К],, [МЫ4],, [Са],, [Mg]w в почвенном растворе (мэкв л"), концентрационное отношение ЛЯ и калийный потенциал почв О (ккал);

• содержание обменной [С$]е1! и потенциально доступной [С$]ас формы радионуклида (кБк кг-1), удельная активность в почвенном растворе [С 8] (КБ К Л-1);

• удельная активность "'Се в растениях [Св]р (кБк кг-1), коэффициент накопления СЯе1, определяемый как отношение [С$]р/[С$]е11, коэффициент корневого поглощения из почвенного раствора СБ (л кг-1), рассчитываемый как отношение

[Cs]p/[Cs]w, вынос из почвы растениями Q (Бк сосуд-1), равный произведению

[Cs]p х mad;

• длина проростков L (по максимально длинному листу), сырая mw, воздушно-сухая md и абсолютно-сухая mad (после высушивания растительного материала при 105 °С в течение 6 час) масса растений (г).

Методики исследования

Емкость FES. Потенциальную способность почв селективно сорбировать 137Cs оценивали по методу, предложенному в работах (Cremers et al., 1988; Wauters et al, 1994) и основанному на изучении изотермы сорбции I37Cs при блокировании поверхностных центров обычной обменной сорбции RES крупными комплексными ионами. Методика включала обработку почв, предварительно насыщенных комплексом тиомочевины с серебром и ионами К+, смешанным раствором 0.015 М Ag(TM)n и 0.01 М КС1, содержащим 137Cs.

Формы радионуклида и стабильных элементов. Использовалась сокращенная процедура, включавшая последовательную обработку почв 1М раствором CH3COONH4 с рН 4.8 (обменная форма) и 1М НС1 (подвижная или потенциально доступная) при соотношении твердая : жидкая фаза 1:10 для минеральных почв и 1:20 для органогенной почвы (Руководящий документ..., 1989; Методические, 1985; Павлоцкая, 1974).

Калийный потенциал. Для оценки обеспеченности почв калием применяли методологические подходы, предложенные Бекеттом (Beckett, 1964) и Ульрихом (Ulrich, 1961). В первом случае использовалась методика в модификации Acquaye и MacLean (Агрохимические методы исследования почв, 1975; Acquaye, MacLean, 1966), во втором вместо почвенных суспензий с отношением твердой и жидкой фаз 3:2 применяли почвы, насыщенные водой до 60% ПВ.

Почвенные растворы. Почвенный раствор изолировался в конце модельного эксперимента (по одному образцу на каждый вариант опыта). Для этого навеску воздушно-сухой почвы увлажняли деионизированной водой до 60% ПВ, выдерживали 1 час в термостате при 25°С и отжимали жидкую фазу центрифугированием почвы в металлических стаканах с перфорированным дном при 6000 об/мин в течение 30 мин.

Аналитические методики

Гранулометрический состав почв определяли пипеточным методом в варианте Н.А. Качинского (Вадюнина А.Ф. и др., 1986). Значение рН измеряли потен-циометрическим методом в суспензии почва - 1М КС1 при соотношении фаз 1:2.5 для дерново-подзолистой почвы и чернозема и 1:25 для торфяной почвы (Агрохимические методы исследования почв, 1975). Определение органического вещества почвы проводилось по методу Тюрина в модификации ЦИНАО с титриметриче-ским окончанием (ГОСТ 26213). Емкость катионного обмена (ЕКО) - по Бобко и Аскинази.

Активность 137Cs в почве, почвенных вытяжках и растительном материале измеряли методом полупроводниковой -спектрометрии на детекторе из сверхчистого германия (ORTEC) и анализаторе спектра Canberra 1510.

Концентрацию макроэлементов К, Са и Mg в почвенных вытяжках и растениях (после мокрого озоления измельченного растительного материала смесью кислот ИК03 и НС1О4 в соотношении 3:1) определяли методом атомной абсорбции в пламенном варианте на приборе Уапап SpectrAA 250. Содержание обменного КИ4+ и его концентрацию в почвенном растворе измеряли фотоколориметрическим методом с реактивом Несслера (Минеев и др., 2001). Предварительная подготовка почвенных вьпяжек осуществлялась согласно ГОСТ 26483.

Экспериментальные данные обрабатывались с применением прикладных программ математической статистики в составе Ехсе1-2002 и Statistica-6.

ИЗУЧЕНИЕ ВЛИЯНИЯ ОДНОВАЛЕНТНЫХ КАТИОНОВ Н+, К+ И NH4+ НА СОРБЦИЮ ПОЧВАМИ РАЗНОГО ТИПА

При поступлении в почву протоны сорбируются на поверхности, ребрах и в межпакетном пространстве кристаллитов глинистых минералов, связываются и участвуют в реакции протонирования функциональных групп на поверхности минеральных частиц и гумусовых макромолекул. Поэтому при подкислении снижается рН-зависимый заряд и катионообменная емкость минеральных и органических почвенных компонент.

Калий и аммоний, добавляемые в почву с удобрениями, пополняют концентрацию ионов в жидкой фазе и сорбируются твердой фазой, вытесняя при этом другие катионы ППК с мест обменной сорбции. Часть ионов К+ и КИ4+ сорбируется необратимо и уже не может участвовать в реакциях обмена с почвенным раствором.

Эффект рН и возрастающих доз К на сорбцию 137Сэ дерново-подзолистой песчаной и торфяной низинной почвой

Добавление возрастающих количеств Н+ в дерново-подзолистую почву приводило к сдвигу рН ее солевой вытяжки в интервале 5.8 - 4.1. Реакция на поступление протонов торфяной почвы, благодаря более высокой буферной способности к подкислению, была менее выражена, и диапазон варьирования рН в условиях опыта составлял 6.7 - 6.4. Одновременное добавление калия практически не изменяло реакцию дерново-подзолистой, но заметно снижало рН торфяной почвы, вероятно, в результате вытеснения калием части ионов Н+ с обменных позиций в молекулах гумусовых веществ.

Для оценки состояния К в почвах могут быть использованы разные показатели. На рис. 1 показана зависимость двух таких показателей - [К]ех и концентрационного отношения АЯ (устанавливающего связь между активностью ионов К+, Са2+ и Mg2+ в равновесном растворе) от дозы калийного удобрения при разных значениях рН среды. Как [К]ех, так и АЯ линейно возрастают с дозой удобрения, но почвы существенно отличаются по отзывчивости на внесение калийных удобрений. Хотя валовое содержание К в 2 раза ниже в торфяной почве, она изначально лучше обеспечена доступным для растений калием, чем дерново-подзолистая. При добавлении удобрений величина [К]ех в дерново-подзолистой почве возрастает более чем в 10 раз по сравнению исходным значением, а в торфяной лишь в 1.7 раза.

Рис. 1. Зависимость адсорбционного отношения ЛК в равновесном почвенном растворе (а) и содержания обменной формы калия в почве (б) от дозы внесенного К при разных значениях рН почвы (сплошная линия - дерново-подзолистая почва; пунктирная линия - торфяная почва)

Тем не менее, различия между почвами по обеспеченности доступным К сохраняются. Значение ЛЯ (соответственно, и калийный потенциал в) для дерново-подзолистой почвы, напротив, становится выше, чем в торфяной уже после внесения К в дозе 50 мг/кг, что обусловлено неодинаковой буферной способностью РВС почв, составляющей 8±2 и 39±5 (мэкв/100г)/(М/л)1/2, соответственно. Таким образом, чтобы калийный потенциал изменился на одну и ту же величину, в торфяную почву необходимо внести примерно в 5 раз больше К, чем в дерново-подзолистую. Две разные методики определения К-потенциала, использованные в работе, дают достаточно сопоставимые результаты. В случае дерново-подзолистой почвы значения в, установленные в почвенной суспензии, на 20-40% ниже соответствующих значений, измеренных в почве с влажностью 60% ПВ, тогда как для торфяной почвы различия составляют 6-12%. Это согласуется с ранее опубликованными данными ^аШеге & ак, 1994], что соотношение активности ионов К+, Са2+ и М^2+ в равновесном растворе мало изменяется при варьировании соотношения твердой и жидкой фаз в диапазоне от 1:20 до ПВ почвы.

Изменение кислотности почв в исследованном интервале значений рН не оказывает значимого влияния как на величину калийного потенциала, так и на количество обменного или подвижного калия.

Через 1 месяц после добавления в дерново-подзолистую почву, около 25% внесенного 137Сз находилось в обменном состоянии и еще примерно 15%-в подвижной форме переходили в кислотную вытяжку. Для торфяной почвы эти значения составляли 33% и 11% соответственно. Таким образом, почвы отличались не столько суммарным количеством, сколько соотношением двух форм радионуклида.

Кислотность практически не оказывает влияния на обменную и подвижную форму 137Сз, тогда как добавление К в почву в 1.5-2 раза снижает количества об-

менно-связанного 137С8. При этом зависимость между такими показателями, как доза [К], [К]ех или концентрационное отношение ЛЯ, с одной стороны, и количество обменно-связанного радионуклида [Сб]^, с другой, не является линейной, особенно в дерново-подзолистой почве, и лучше описывается степенной функцией (рис. 2). Лишь для калийного потенциала в, являющегося логарифмической величиной, эта зависимость линейна.

Рис. 2. Изменение содержания обменной формы "Сб в почве в зависимости от калийного потенциала (а) и содержания обменного калия (б), (сплошная линия - дерново-подзолистая почва; пунктирная линия - торфяная почва)

Влияние возрастающих доз калийного удобрения и аммонийного азота на физико-химическое состояние Сб в дерново-подзолистой почве и черноземе

выщелоченном

Эффект минеральных удобрений, добавляемых в почвы в разных дозах, оценивался по их влиянию на сорбцию 137Сб, К, Са и М^ твердой фазой, а также

137/"!

удельную активность Сб и концентрацию указанных катионов в почвенном растворе.

Количество обменного и переходящего в кислотную вытяжку К в почвах возрастало пропорционально дозе калийного удобрения (г2 = 0.998 и 0.990, р < 0.001 соответственно для обменной и подвижной форм К в дерново-подзолистой почве; г2 = 0.99 и 0.82, р < 0.001 - в черноземе). Поскольку зависимости носят линейный характер, может быть дана оценка фактора (Б) мобилизации К в почве при внесении его с удобрением:

где Со и Сх -количество элемента (мэкв/кг почвы), переходящее в соответствующую почвенную вытяжку до и после внесения удобрения; СА - количество элемента (мэкв/кг), добавленное в почву с удобрением.

Через 2 месяца после внесения, значения [К]ех и [К]ас для дерново-подзолистой почвы составляли около 60% и примерно 5% от добавленного количества К, для чернозема -50 и 8% соответственно. Таким образом, почвы не сильно отличаются по степени мобилизации вносимого с удобрением К, но различия ЕКО, буферной способности и текущей обеспеченности К приводят к неодинаковой их реакции на добавление К. При максимальной дозе К содержание [К]ех и [К]ас в дерново-подзолистой почве возросло, по сравнению с первоначальным, в 5.1 и 2.4 раза, а в черноземе только в 1.6 и 1.2 раза, но и после этого количество обменного К в черноземе было в 2 раза, а более прочно связанного - в 4.5 раза выше, чем в дерново-подзолистой почве. Прямая пропорциональная зависимость между количеством добавленного аммонийного азота и [NH4+]ex была лучше выражена для дерново-подзолистой почвы (г2 = 0.99, р < 0.001), где через 2 месяца после внесения значение [NH4+]ex составляло примерно 65% от добавленного в почву количества аммония.

При этом возрастающие концентрации NH4+ вызывали достоверное (р<0.05) уменьшение [К]ех при низком содержании обменного К в дерново-подзолистой почве (вариант Ко) и, напротив, приводили к увеличению [К]ех при высокой обеспеченности почвы калием (вариант К200). Для чернозема различия между вариантами без внесения и с внесением аммонийного азота статистически недостоверны, хотя и наблюдается тенденция к росту [К]ех при повышении концентрации NH4+ в почве. Статистически значимого влияния возрастающих концентраций NH4+ на [ К] ас не выявлено.

Добавление К достоверно повышало значения [Са]ех и [Mg]ex, а также [Са]ас, тогда как эффект NH4+ зависел от обеспеченности почвы калием. Внесение NH4+ в малообеспеченную К почву снижало величину [Са]ех и [Mg]ex, а в лучше обеспеченной К почве приводило к увеличению содержания обменных Са2+и Mg2+. Сделать однозначное заключение о влиянии калия и аммония на сорбцию Na почвами не представляется возможным, так как различия между вариантами опыта зачастую меньше вариабельности значений для повторностей в пределах одного варианта.

По сравнению с К+ и NH4+, I37Cs прочнее удерживается твердой фазой почв. Через 2 месяца после добавления в виде водного раствора, значения [Cs]ex и [Cs]e= составляли в дерново-подзолистой почве 23% и 11%, а в черноземе, соответственно, 12% и 4.5% от внесенной активности радионуклида. Таким образом, после двух обработок из дерново-подзолистой песчаной почвы суммарно извлекалось в 2 раза больше 137Cs, чем из чернозема выщелоченного, характеризующегося примерно в 4 раза более высоким значением емкости FES, чем дерново-подзолистая почва (табл. 1).

Ионы К+ и NH4+ имеют близкие физико-химические характеристики (радиус гидратированного иона и энергия гидратации) и являются основными катионами ППК, конкурирующими с 137Cs за места селективной сорбции. Тем не менее, добавление калия и аммонийного азота в дерново-подзолистую почву и чернозем приводило к снижению как количества 137Cs, удерживаемого твердой фазой почв в обменном состоянии, так и его фракции, извлекаемой 1М НС1, т.е. вызывало дополнительную фиксацию радионуклида. Во всех случаях, однако, эффект не был

пропорционален дозе минерального удобрения и существенно зависел от почвы и ее текущей обеспеченности К+ и КЫ4+ (рис. 3 и 4).

Рис. 3. Влияние возрастающих концентраций К+ на количество обменно-связанного 137 Сй при разных уровнях содержания МЫ4+ в почве: дерново-подзолистая почва - светлые символы, чернозем выщелоченный - темные символы (2001 г.)

Рис. 4. Влияние МЫ4+ на содержание обменного 13'Сй при разных уровнях обеспеченности почвы калием: дерново-подзолистая почва - светлые символы; чернозем выщелоченный - темные символы (2001 г.)

Если в черноземе выщелоченном эффект К+ и NH4+ проявлялся одинаковым образом во всем исследованном диапазоне их концентраций, то в дерново-подзолистой почве влияние возрастающих концентраций ионов на сорбцию 13,Cs было более сложным. Можно заключить, что как К+, так и NH/слособны вызывать дополнительную фиксацию радионуклида, причем К+ в этом процессе более результативен, чем NH4+. Величина эффекта, однако, уменьшается по мере возрастания концентрации К+ и NH4+ в почве, а эффект ионов одного типа зависит от концентрации в почве конкурирующих ионов. В дерново-подзолистой почве, характеризующейся значительно меньшей, чем у чернозема выщелоченного, емкостью FES негативное влияние ионов NH4+ на фиксацию радиоцезия проявляется при меньших концентрациях и более выражено. После превышения некоторого предела, дальнейший рост концентрации К+ оказывал существенно меньшее влияние на содержание обменной формы 13,Cs, а высокие концентрации NH4+ ингиби-ровали эффект калия и, напротив, увеличивали количество Cs, удерживаемое твердой фазой почвы в обменном состоянии.

Аналогичные по форме зависимости получены и при анализе влияния возрастающих концентраций К+ и NH4+ на фракцию 13,Cs, извлекаемую при обработке почв 1М НС1. При этом соотношение обменной и подвижной формы I3,Cs в дерново-подзолистой почве уменьшалось в 1.4 раза, если в почву добавлялись только К* или только NH4+ но практически не менялось при одновременном внесении калия и аммонийного азота.

Следует подчеркнуть, что в результате внесения К и аммонийного N с минеральными удобрениями происходит более прочное связывание (фиксации) '"Се твердой фазой почв, а не уменьшение содержания обменной или подвижной формы в результате десорбции радионуклида в почвенный раствор. Ионный состав почвенного раствора, извлеченного из дерново-подзолистой почвы и чернозема выщелоченного, приведен в табл. 2. К сожалению, измерение 137Сб в почвенном растворе, вытесненном из чернозема, оказалось возможным не для всех вариантов опыта из-за низкой активности радионуклида и малого объема раствора. Поэтому для чернозема результаты измерения растворенной формы 137Сб не приводятся.

Таблица 2. Влияние минеральных удобрений на катионный состав почвенного раствора, извлеченного из дерново-подзолистой почвы и чернозема, и калийный потенциал О (2001 г)

Вариант Концентрация катионов, ммоль/л в*, кал [С*]., кБк/л

[К]. | [NH.lv, 1 [Са]„ | [МВ]„

Дерново-подзолистая почва

Ы„Ко 0.032 2.8 3.5 1.17 -4470 0.98

ИюоКо 0.042 2.4 4.1 1.38 -4344 1.41

N200X0 0.086 13.2 10.6 3.53 -4164 2.51

ИД» 0.34 1.1 3.5 1.18 -3067 0.66

N100X50 0.36 7.1 8.4 2.83 -2738 1.62

0.8$ 14.1 8.6 2.81 -2735 1.68

НЛоо 1.84 2.8 6.9 2.18 -2235 0.84

N100X11» 1.83 8.5 7.0 2.36 -2247 1.23

N200X100 1.85 17.9 13.1 5.59 -2412 1.75

N0X200 3.02 0.9 5.6 2.25 -1903 0.52

N100X200 3.36 2.5 8.7 3.08 -1943 0.95

М^ооКхю 3.12 16.8 14.6 5.28 -2118 2.05

Чернозем выщелоченный

М„Ко 0.16 1.22 26.2 29 -3788

N100X0 0.46 2.53 47.0 6.4 -3331 -

N200X0 1.53 2.93 65.0 11.3 -2695 -

N0X50 0.23 1.77 31.7 2.5 -3617 -

N100X50 2.02 1.22 61.7 13.0 -2526 -

N300X50 1.89 2.51 88.9 17.0 -2645 -

N0X100 0.28 0.90 22.6 5.3 -3467 -

N100X100 2.13 1.18 80.3 18.0 -2558 -

N200X100 1.76 2.02 48.2 12.1 -2557 -

N0X200 0.38 1.05 40.6 12.9 -3441 -

N100X200 2.08 1.42 52.6 15.4 -2487 -

N300X200 2.61 2.49 77.2 19.8 -2434 -

Наиболее заметно вытесняющая способность К+ и, особенно, NN4+ проявлялась в отношении двухвалентных катионов. При внесении в почву К концентрация Са2+ и Mg2+ в почвенном растворе увеличивалась в 1.5-2 раза, а при добавлении NN4+ возрастала в 3-4 раза (табл. 2). При этом высокие концентрации NN4+ в почве не оказывали заметного влияния на вытесняющую способность К+, тогда как наибольшая кратность изменения содержания Ca2++Mg2+ в почвенном растворе под влиянием возрастающих концентраций NH4+ достигалась при низкой (варианты Ко) и снижалась при высокой (варианты К200) обеспеченности почв калием. Важным является факт, что между удельной активностью '37Сб в почвенном растворе

и дозой аммония наблюдается прямая зависимость, тогда как зависимость от дозы калия является обратной.

Определенный интерес представляет также оценка влияния концентраций К+ и МЫ4+ в почве на соотношение двух форм "'Се - [Св^ и [Св]1с, рассматриваемых как наиболее мобильные и доступные для корневого поглощения растениями. При сохранении на одном уровне концентрации МЫ4+ и повышении концентрации К+ в почве содержание обменной и растворенной форм радионуклида изменяется практически синхронно (рис. 5).

Рис. 5. Изменение отношения удельной активности ШС8, обменно-связанного твердой фазой дерново-подзолистой почвы, [Сй^ (Бк/кг), к активности радионуклида в почвенном растворе, [Сй]т (Бк/л), в зависимости от концентрации в растворе ионов К+ и МЫ4+ (мэкв/л)

На это указывает варьирующееся в достаточно узком интервале значений отношение активности 13'Св, об-менно-связанного твердой фазой, [Св]ех (Бк/кг), к активности 13'Св в почвенном растворе, [Св]я (Бк/л). Напротив, при одинаковой обеспеченности почвы калием и повышении концентрации МЫ4+ отношение [Св]ех/[Св]я снижается в 3-4 раза, что может быть обусловлено усилением конкурентного взаимодействия ионов и вытеснением части обменно-адсорбированного 13'Св в почвенный раствор.

Анализ матрицы корреляционных коэффициентов Пирсона (табл. 3) указывает на наличие тесной связи между обменной и подвижной формами 13'Св и К, а также концентрацией К+ в почвенном растворе.

Таблица 3. Матрица корреляционных коэффициентов Пирсона (Опыт 2001 г.)

Параметр [Сз]. [С5]„ ГС5]„ [К]. [К]« [К]« в

>37С$ в почвенном растворе, [С51„ 1

137С8 обменный, ГС®]„ .159 1

ШС5 ПОДВИЖНЫЙ, ГСз]* .339 .953* 1

К в растворе, ЦС1» -.239 -.820« -.883* I

К обменный, [К1„ -.265 -.755« -.836* .980* 1

К подвижный, [К]* -.216 -.807« -.872* .986* .982* 1

К-потенциал, С -.277 -.909* -.968* .877* .840* .887* 1

ЫН/ в растворе, Г>М«1» .821« -.084 .006 .068 .026 .133 .104 1

N({4* обменный, ГИК,]« .879* -.134 -.011 .111 .086 .151 .086 .931*

(*) - коэффициенты корреляции значимы при р< 0.05

Наиболее тесная корреляционная зависимость наблюдается между двумя формами радионуклида и калийным потенциалом G, который учитывает активность в растворе не только К+, но и катионов Са2+ и Mg2+, всегда присутствующих в почвенных системах.

С другой стороны, обращает на себя внимание отсутствие корреляции между содержанием обменной и подвижной форм радионуклида и удельной активностью 137Cs в почвенном растворе. Последний показатель, напротив, лучше коррелирует с содержанием обменной формы NH4+ и его концентрацией в почвенном растворе.

Эффекты калия и аммонийного азота на сорбцию 137Cs через 1 год после его поступления в дерново-подзолистую почву и чернозем выщелоченный

В сорбционных экспериментах 2000 и 2001 гг. 137Cs и катионы Н+, К+ и NH4+ в возрастающих концентрациях поступали в почвы практически одновременно (с разницей во времени несколько суток). В эксперименте 2002 г. ставилась задача выяснить, будут ли выявленные эффекты минеральных удобрений на сорбцию 137Cs разными почвами проявляться и через год после поступления радионуклида в почву. Поэтому в опыте, проводившемся по той же схеме и в аналогичных условиях, были использованы почвы, загрязненные 137Cs в 2001 г, в которые дополнительно были внесены лишь калий и аммоний в половинном, по сравнению с предыдущим годом, количестве.

Эффект «старения» радионуклида оценивался путем сравнительного анализа размеров перехода 137Cs из почвы в ацетатно-аммонийную и солянокислую вытяжку в 2001 и 2002 г.г. в вариантах опытов без добавления и с добавлением в почву калия и аммонийного азота (табл. 4).

Через год после добавления в почву в виде водного раствора, около 9.6% внесенного l37Cs извлекалось при обработке дерново-подзолистой почвы буферным раствором ацетата аммония и еще примерно 6% перешло в кислотную вытяжку. Таким образом, после двух обработок суммарно извлеклось лишь 15.6% 137Cs, тогда как через два месяца после поступления радионуклида в почву это количество составляло 34%. Для чернозема аналогичные значения составляют 4.5% и 1.7%; т.е. суммарно извлеклось лишь 6.2% по сравнению с 16.5% в предыдущем году.

Таблица 4. Количество извлекаемое Ш растворами NH4OAC и НС1 через 2 месяца и через 1 год после его поступления в почвы (% от внесенной активности)

Вариант ГС$]ех» КБК/КГ 2001/ 2002 ГС$]«., кБк/кг 2001/ 2002

2001г. | 2002 г. 2001 г. | 2002 г.

Дерново-подзолистая песчаная почва

Контроль 23.1±0.7 9.6±0.5 2.4 10.6±0.1 6.0±0.2 1.8

Добавлен К* 10.7±0.5 3.0±0.3 3.5 6.6±0.3 2.8±0.2 2.4

Добавлен ЫН/ 17.5±1.1 7.6±0.4 2.3 Ю.ОнЫ.2 4.9±0.4 2.0

Чернозем выщелоченный

Контроль 12.9±0.7 6.0±0.8 2.2 4.5±0.3 2.1±0.3 2.2

Добавлен К* 6.5±0.8 3.4±0.4 1.9 2.3±0.2 0.9±0.1 2.5

Добавлен ЫН/ 6.3±1.2 4.5±1.0 1.4 2.0±0.1 1.7±0.2 1.2

При этом в дерново-подзолистой почве процесс старения протекает с большей скоростью, если в предыдущем году вносились калийные удобрения, тогда как влияние аммонийного азота на скорость фиксации радионуклида проявляется значительно слабее. В черноземе выщелоченном эффект калийных удобрений на скорость фиксации радиоцезия выражен слабо, а внесение аммонийного азота было эффективным в 2001 г., но в последующем привело к снижению скорости фиксации радионуклида по сравнению с вариантом опыта, когда минеральные удобрения в почву не добавлялись. Сравнение результатов двух экспериментов показывает, что в опыте 2002 г. эффект К+ на сорбцию и фиксацию Cs был менее выражен, чем в предыдущем году, а вытесняющий эффект ионов NH4+ проявлялся уже при более низких дозах аммонийного азота, внесенного в почвы (рис. 6).

Рис. 6. Влияние возрастающих концентраций К+ на количество обменно-связанного Cs при разных уровнях содержания NH4+ в дерново-подзолистой почве и черноземе выщелоченном (2002 г.)

Полученные экспериментальные данные предполагают неодинаковый механизм влияния возрастающих концентраций близких по своим физико-химическим характеристикам ионов К+ и NH4+ на сорбцию и фиксацию 137Cs в почвах, и хорошо согласуются с современными представлениями о гетерогенном характере сорбционной поверхности и энергетической неоднородности мест потенциальной сорбции ионов в почвах, селективности сорбции одновалентных катионов и механизме фиксации цезия.

Уменьшение количества обменно-связанного l37Cs (а также фракции радионуклида, извлекаемой 1М НС1), наблюдающееся при внесении калийного удобрения и аммонийного азота в дерново-подзолистую почву и чернозем, также может быть объяснено коллапсом межпакетного пространства глинистых минералов слоистой структуры. Схлопывание слоев, вызываемое возрастающими концентрациями ионов К+ и NH4+, приводит к дополнительной фиксации радионуклида, так как ионы l37Cs, ранее обменно адсорбированные в глубине клиновидной зоны, теряют способность легко обмениваться на другие катионы и переходить в раствор. В хорошо обеспеченных калием почвах слоистые минералы уже в значительной степени подверглись коллапсу. Поэтому влияние возрастающих концентраций К+ на фиксацию 137Cs выражено слабее, и более значимой становится способность ионов К+ и NH4+ конкурировать с l37Cs за селективные центры связывания и вытеснять его в раствор. Хотя связь между 137Cs и FES глинистых минералов достаточно прочная, отмечалось, что избыток ионов К+ и, особенно, NH4+ может ее разрушать [Wauters et ah, 1994].

Можно предположить также, что существует некоторая пороговая концентрация одновалентных катионов, определяемая, вероятно, ЕКО и емкостью FES

почвы, после превышения которой возможность коллапса снижается и возрастает конкуренция за центры обменной сорбции, в которой ионы NH4+ более конкурентоспособны, чем К+ ионы. Поэтому дальнейшее повышение содержания К+ оказывает меньшее влияние на фиксацию радиоцезия, а рост концентрации NH4+ приводит к блокированию центров селективной сорбции, увеличению количества об-менно-связанного l37Cs и его частичной десорбции в почвенный раствор. При этом возможно не только прямое (вытеснение из мест его сорбции), но и косвенное влияние ионов NH4+ на фиксацию радионуклида. Как уже отмечалось, добавление NH4+ увеличивает концентрацию в почвенном растворе двухвалентных катионов Са2+ и Mg+, которые, в отличие от К+ и NH4+, индуцирующих межпакетный коллапс, предотвращают его [Comans et at, 1991; Wauters et al., 1994].

Исходя из условий опыта (кратность варьирования дозы минеральных удобрений), для дерново-подзолистой почвы пороговая концентрация одновалентных ионов может быть определена в интервале 50-100 мг/кг (1.3-2.6 мэкв К+/кг или 2.85.6 мэкв NH^/кг). В черноземе выщелоченном, несмотря на более высокую обеспеченность его калием, пороговая концентрация ионов К+ и NH4+ в условиях эксперимента не была достигнута, поскольку ЕКО чернозема в 7 раз, а емкость селективной сорбции в 4 раза выше, чем дерново-подзолистой почвы.

Иные механизмы действуют при подкислении почвы. Протоны способны вытеснять катионы (как одно-, так и поливалентные) с неселективных центров обменной сорбции (RES), расположенных на поверхностях кристаллитов почвенных минералов и молекул гумусовых веществ, но значительно менее эффективны, чем катионы К+, NH4+ и, особенно, Cs+ в конкуренции за места селективной сорбции (FES). Удерживание 137Cs почвой контролируется ионным обменом на высокоселективных центрах сорбции [Cremers, 1988], расположенных, главным образом, в клиновидных зонах кристаллической решетки частиц глинистых минералов, подвергшихся выветриванию. При этом значительная часть l37Cs, удерживаемого твердой фазой, недоступна для обмена с почвенным раствором. Поэтому изменение рН почвы не оказывает существенного влияния на распределение радионуклида.

ВЛИЯНИЕ ВОЗРАСТАЮЩИХ КОНЦЕНТРАЦИЙ ИОНОВ Н+, К+ И NH4+ НА КОРНЕВОЕ ПОГЛОЩЕНИЕ 137Cs ЯЧМЕНЕМ ИЗ РАЗНЫХ ПОЧВ

Как дерново-подзолистые легкого механического состава, так и торфяные почвы относятся к группе «критических», поскольку, обладая невысоким потенциалом селективной сорбции, характеризуются повышенными размерами перехода радиоцезия в сельскохозяйственные культуры.

Эффект кислотности (рН) почв и возрастающих концентраций К на поглощение 137Cs корневой системой растений

Анализ показывает, что зависимость между удельной активностью 137Cs в растениях [Cs]p (или коэффициентом накопления CRex), с одной стороны, и такими показателями, как количество добавленного в почву [К], содержание обменной формы [К]ех и [Cs]ex, с другой, не является линейной и лучше описывается экспо-

ненциальной функцией (рис. 7). Связь между [Сй]р или СЯех и К-потенциалом почв О, напротив, линейная (рис. 8).

Рис 7 Влияние обменной формы калия [К]ех на удельную активность '37Сй в растениях [Сй]р (сплошная линия - дерново-подзолистая почва, пунктирная линия - торфяная почва) Рис 8 Зависимость между удельной активностью 137Сй в растениях [Сй]р и К-потенциалом почв О (сплошная линия -дерново-подзолистая почва, пунктирная линия -торфяная почва)

В торфяной почве рост значений К-потенциала от -3.9 до -3.1 ккал приводит к 2-хкратному уменьшению СЯех, тогда как при изменении рН в интервале от 6.7 до 6.4 поглощение 137Сй растениями увеличивается в 1.4-2 раза. Добавление калийных удобрений снижает негативное влияние кислотности торфяной почвы на накопление радионуклида растениями. Изменение К-потенциала дерново-подзолистой почвы от -4.4 до -2.9 ккал вызывает примерно 10-кратное снижение накопления 137Сй растениями, тогда как влияние кислотности почвы проявляется более сложным образом. При изменении рН в интервале от 5.8 до 5.1 наблюдается увеличение накопления 137Сй, а дальнейшее повышение кислотности (до рН 4.1) приводит к 2-хкратному уменьшению поглощения радионуклида растениями.

Как уже отмечалось ранее, изменение кислотности дерново-подзолистой почвы в исследованном диапазоне рН не вызывало существенного изменения содержания обменной формы '37Сй и его химического аналога калия. Это дает основания полагать, что в данном случае влияние кислотности почвы на переход '37Сй в растения реализуется не через изменение физико-химического состояния радионуклида в почве, а в результате изменения интенсивности его прямого поглощения корневой системой и скорости метаболических реакций в растении.

При возрастании К-потенциала отмечалось увеличение в 1.3-2 раза средней высоты проростков, сырой и сухой массы растений, но эффективность калийных удобрений уменьшалась по мере снижения рН почвы. Более того, при выращивании ячменя на дерново-подзолистой почве, кислотность которой в условиях эксперимента изменялась в более широком интервале рН, наблюдалось существенное

угнетение растений при рН<5, проявлявшееся в снижении дружности всходов и 2-хкратном уменьшении массы проростков по сравнению с контролем.

Возможно так же, что рассматривая влияние кислотности почвы на накопление радионуклидов в растениях, следует учитывать опосредованное действие возрастающих концентраций Н+ на сорбцию радиоцезия почвенными минералами и его поглощение корнями растений. При снижении рН среды существенно возрастает концентрация свободных ионов Са и Mg в равновесном почвенном растворе. Вместе с тем уже отмечалось, что гидратированные ионы большого размера, к которым относятся Са2+ и Mg2+, стабилизируют краевые зоны в расширенном состоянии и препятствуют коллапсу межпакетного пространства кристаллической решетки слоистых минералов, что способствует более легком обмену сорбированного 137Cs с почвенным раствором.

Влияние концентраций К+и NH4+ в почве на корневое поглощение "'Об ячменем в год поступления и через 1 год после поступления его в почву

Эффект калия и аммония на поглощение 137Cs ячменем из двух почв с различными свойствами (дерново-подзолистая песчаная и чернозем выщелоченный среднесуглинистый) изучался в экспериментах 2001-2002 годов. Результаты экспериментов двух лет суммированы в табл. 5.

При этом в опыте 2002 г. для выращивания ячменя использовались ранее загрязненные 137Cs почвы, в которые перед посевом ячменя дополнительно вносились лишь калий и аммоний в половинном, по сравнению с предыдущим годом, количестве. В остальном схемы и условия проведения опытов были аналогичны.

Таблица 5. Параметры перехода из дерново-подзолистой почвы в 2-недельные растения ячменя при разной обеспеченности почвы калием и аммонийным азотом (среднее значение ± стандартное отклонение для трех повторностей)

Вариант* [С8]„, кБк кг' а*«, СГ <3Бк/сосуд

2001 2002 2001 2002 2001 2001 2002

Дерново-подзолистая почва

НЛ 136.3*14.6 120*53 10 6*1.4 22.6*10.0 139.2 14.8*3.5 13.9*6.5

ИаоКо 71.9*0.4 95±41 6.6*0.7 20.5*7.0 51.1 4.4*1.9 10.7*6.6

Ы|ооК> 102.7±16.3 64±12 10.6*2.4 15.0*2.0 41.0 4.7*1.7 4.6*1.0

Ы„Ки 92.3*3.1 60±13 9.7*0.2 19.2*4.7 108.0 13.1*0.9 7.5*1.3

Ы«К2» 59.2*1.3 58±12 7.0*0.8 14.6*3.7 36.5 7.6*1.2 5.2*1.4

N1(0X25 75.6*16.1 47±4 9.6*2.8 11.2*5.0 45.1 3.6*1.4 6.2*3.0

N0X50 29.7*1.9 34±18 3.6*0.2 13.0*4.3 35.2 4.4*1.8 6.2*2.8

N50X50 43.1*3.4 27±6 6.0*0.6 6.8*2.1 34.9 6.5*0.1 4.0*1.0

N100X50 46.4*2.0 32±3 5.5*0.8 8.3*0.3 26.5 2.1*0.4 4.9*0.9

N0X100 8.6*0.3 6.0±1.б 1.4*0.1 3.4*1.1. 16.7 1.5*0.5 1.2*0.3

N50X100 16.6*3.2 13.0±0.7 2.3*0.3 4.5*0.3 17.4 1.6*0.5 2.1*0.2

N1(0X100 33.4*1.9 18.2±3.9 5.2*0.6 5.7*0.6 16.3 2.7*0.3 2.5*0.7

-в 2002 г. калий и аммоний вносились в почву в половинной, по сравнению с предыдущим годом, дозе;

- почвенный раствор извлекался только для одной повторносги в каждом варианте опыта.

Для чернозема выщелоченного аналогичные данные получить удалось далеко не для всех вариантов опыта из-за ограниченной биомассы 14-суточных растений и слишком низкой (на пределе обнаружения и ниже) активности I3,Cs в растительном материале. Более или менее надежно радиоцезий обнаруживался лишь в растениях, выращенных в почве с добавлением аммонийного азота. Поэтому можно лишь отметить, что по размерам перехода 13,Cs из почвы в растения (в сопоставимых условиях) различия между черноземом выщелоченным и дерново-подзолистой почвой достигали 8-12 раз и более.

Поглощение I3,Cs растениями прямо зависит от содержания обменно-связанной и потенциально доступной форм радионуклида в почве и находится в обратной зависимости от количества обменного и доступного К, концентрации К в почвенном растворе, а также калийного потенциала G, при расчете которого учитывается активность катионов К+, Са2+ и Mg2+ в равновесном растворе. Для всех названных показателей существует тесная корреляционная зависимость.

Вместе с тем, совершенно отсутствует значимая корреляция между содержанием I3,Cs в растениях, с одной стороны, и такими тесно связанными между собой показателями, как удельная активность 13,Cs и концентрация NH4+ в почвенном растворе, а также количество NH4+, удерживаемое твердой фазой почвы в обменном состоянии, с другой стороны. Отсутствие линейной корреляции может быть обусловлено изменением механизма влияния ионов NH4+ на селективность сорбции глинистыми минералами и корневое поглощение 13,Cs в исследованном интервале концентраций аммония в почве. Следует заметить при этом, что тесная связь между [Cs]p и [Cs]w выявляется, если корреляционный анализ применяется для обработки выборки экспериментальных данных, полученных в вариантах опыта, где концентрация NH4+ в почве поддерживалась на одинаковом уровне.

Более детальный анализ экспериментальных данных показывает, что зависимость между [Cs]p и [Cs]ex, с одной стороны, и содержанием в почве обменных катионов [К]ех и [NH4]ex, с другой, не является линейной и лучше описывается функциями вида .у = ахь или у = аех. При поступлении в почву с удобрениями, как калий, так и аммоний, вызывают снижение поглощения 13,Cs растениями, но их эффект не пропорционален дозе соответствующего удобрения и более высокие дозы оказываются относительно менее результативными. Выявляется также некоторая пороговая концентрация обменных катионов К+ и NH4+ в почве (лежащая в интервале 50-,0 мг/кг), после превышения ее применение калийных удобрений менее эффективно снижает поглощение 13,Cs ячменем, а добавление в почву NH4+ инги-бирует эффект К+ и увеличивает накопление 13,Cs растениями (рис. 9, 10).

Похожий характер зависимостей, приведенных на рис. 9 и 10, позволяет заключить, что ингибирующий эффект калия и аммонийного азота на поглощение 13,Cs растениями в значительной мере обусловлен снижением количества обмен-но-связанного радиоцезия в результате повышения концентрации К+ и NH4+ в системе. Влияние возрастающих концентраций К+ и NH/ на удельную активность 13,Cs в почвенном растворе [Cs]w проявляется иначе. Количество растворенной формы радиоцезия находится в слабой обратной зависимости от содержания в почве обменного К, но возрастает пропорционально росту концентрации обменно-связанного аммония (рис. 11).

Рис. 9. Зависимость между содержанием в дерново-подзолистой почве обменно-связанного mCs (кБк/кг) и обменных К+ и NH4+ (мэкв/кг).

Рис. 10. Зависимость удельной активности 137Cs в растениях ячменя (кБк/кг) от концентрации обменных катионов К+ и NH4+ (мэкв/кг) в дерново-подзолистой почве.

Другой механизм влияния К+ и NH4+ на накопление I37Cs ячменем включает ионное разбавление концентрации радионуклида в жидкой фазе и усиление конкурентного взаимодействия ионов при их поглощении корнями растений из почвенного раствора. Cs не является необходимым для растений элементом, но он может поглощаться с участием тех же систем мембранного транспорта, что и основной элемент минерального питания К. Благодаря подобию свойств, ионы К+ и Cs+ связываются одинаковыми мембранными переносчиками или реакционными центрами в клетках корней, поэтому эффективно конкурируют друг с другом за поглощение корневой системой растений [Shaw, Bell, 1989], хотя и не ведут себя при этом как абсолютные аналоги.

Рис. 11. Влияние содержания обменных К+ и NH4+ (мэкв/кг) на удельную активность 137Cs в почвенном растворе (кБк/л)

Влияние минеральных удобрений на селективность сорбции '37Сй и его химического аналога К твердой фазой почв и на избирательность поглощения 137Сй и К растениями из почвенного раствора может быть рассмотрено с использованием эффективного коэффициента селективности катионного обмена 137Сй-К на адсорбционных центрах частиц почвы, Кс(Сй/К), и коэффициента дискриминации 137 Сй по отно-

шению к калию при корневом поглощении, KD(Cs/K) (Коноплева, 1999).

Зависимость Kc(Cs/K) и KD(CS/K) ОТ концентрации ионов К+ и NH4+ в почвенном растворе (рис. 12 и 13) не является линейной, что указывает на изменение селективности сорбции и избирательности корневого поглощения 137Сй относительно его химического аналога К в исследованном диапазоне концентраций рассматриваемых ионов и предполагает разные механизмы их влияния на биологическую доступность 137Сй.

Рис.12. Изменение коэффициента селективной сорбции Ой и его химического аналога К глинистыми минералами в зависимости от концентрации К+ в почвенном растворе (мэкв/л) Рис.13. Влияние концентрации К+ в почвенном растворе (мэкв/л) на избирательность поглощения '37Сй и его аналога К корнями растений

Добавление в почву калия увеличивает селективность сорбции 137Сй глинистыми минералами и уменьшает избирательность поглощения растениями 137Сй по отношению к К. Вместе с тем, эффект возрастающих концентраций К+ на селективность сорбции радионуклида подавляется при высоких концентрациях NN4+ (рис. 12), а наиболее резкое изменение избирательности поглощения наблюдается лишь при внесении первой дозы калийного удобрения (50 мг К/кг почвы), после чего МОНОТОННО убывает с меньшей скоростью. При добавлении в почву

аммонийного азота, напротив, рост концентрации КЫ4+ в почвенном растворе почти не сказывается на избирательности поглощения 137Сй и К растениями (рис. 13), тогда как селективность сорбции '37Сй резко уменьшается, если аммоний вносится в хорошо обеспеченную К почву (рис. 12).

Переход от одного типа системы К-транспорта к другому в ответ на рост внешней концентрации К+ определяет пороговую концентрацию в почве, выше которой дальнейшее увеличение обеспеченности К уже не приводит к существенному снижению поглощения 137Сй растениями. Согласно нашим экспериментальным данным, пороговая концентрация составляет 50-55 мг обменного К/кг почвы. Следует заметить, что примерно такое же значение - 50-70 мг/кг - может быть получено и при рассмотрении влияния минеральных удобрений на содержание в

почве обменного "'Се (рис. 3). Некоторые результаты вегетационного опыта 2003 г. приведены в табл. 6.

Поскольку в разных вариантах опыта удельная активность '"Се в почве значимо различалась, содержание обменной [С$]е1! и подвижной [С$]1с форм приведено в процентах от добавленного в почву количества радионуклида. Для оценки перехода в звене почва-растение использовали значения коэффициентов накопления в расчете на валовое содержание и количество обменно-связанного '"Се в почве.

Таблица 6. Формы в почве и коэффициент накопления '"Се на разных стадиях развития растений

Вариант Формы в почве, % от внесенного Коэффициент накопления (в расчете на валовое количество "7С5 в почве)

[С5]. 30-сут 60-сут солома зерно

Се 16.012.8 8.211.9 0.05910.003 0.02710.006 0.032Ю.008 0.03010.006

Св+К 12.811.6 6.3Ю.8 0.032Ю.005 0.018Ю.003 0.02010.008 0.01610.007

С5+ЫН4 15.712.1 8.011.2 0.05110.003 0.03910.012 0.03410.009 0.04710.006

СБ+К+ЫНЧ 15.511.6 7.311.0 0.027Ю.006 0.025Ю.004 0.028Ю.007 0.03010.004

Добавление в почву калия способствует дополнительной фиксации '"Се почвенными минералами и в 1.5 - 1.8 раза снижает его накопление в растениях и урожае ячменя, причем величина эффекта лишь немного снижается к концу периода вегетации. При внесении в почву азота в аммонийной форме не наблюдается существенного изменения, по сравнению с контролем, как содержания обменной и доступной формы "'Се в почве, так накопления радионуклида в растениях в разные сроки вегетационного периода. Это объясняется тем, что благодаря более тяжелому гранулометрическому составу и, соответственно, более высокому потенциалу селективной сорбции почвы, пороговая концентрация ионов КЫ4+, после превышения которой возможно проявление негативных эффектов, в условиях опыта не достигается. Тем не менее, при одновременном с калием добавлении в почву аммоний ингибирует положительный эффект калия. На более поздних стадиях развития растений ингибирующее влияние КЫ4+ проявляется сильнее, а для зерна эффекты повышенных концентраций ионов К+ и КЫ4+ более выражены, чем для соломы.

Таким образом, основные результаты вегетационного эксперимента с выращиванием ячменя до урожая хорошо согласуются с результатами, полученными ранее в условиях лабораторных экспериментов с 14-суточными растениями.

Значимой корреляции между такими параметрами как [Св]р, СЯе1, СБ и вынос '"Се из почвы растениями р, с одной стороны, и масса растений ячменя шаа, с другой, выявлено не было (табл. 5), поэтому сделать однозначный вывод об эффекте «биологического разбавления» концентрации '"Се в растениях в нашем случае не представляется возможным.

ВЫВОДЫ

1. По величине показателей, применяемых для оценки биологической доступности (количество обменной [Cs]ex и доступной [Cs]ac формы, концентрация в почвенном растворе [Cs]w) и перехода 137Cs в растения (удельная активность в растениях [Cs]p, коэффициент накопления для обменной формы CRex и вынос с растениями Q), почвы располагаются в ряд: дерново-подзолистая песчаная > низинная торфяная > чернозем выщелоченный среднесуглинистый, что хорошо согласуется с их способностью селективно сорбировать цезий (емкость FES), определяемой содержанием и составом глинистых минералов в илистой фракции. Повышение концентрации Н+, К+ и NH4+ путем добавления в почвы протонов и питательных солей неодинаковым образом меняет значения указанных показателей в разных почвах и является результатом конкурентного взаимодействия ионов.

2. Добавление Н+ в количестве 0, 20 и 40 мэкв/кг вызывает изменение рН дерново-подзолистой и торфяной низинной почвы в интервале значений 5.8-4.1 и 6.76.4, соответственно, но не оказывает статистически значимого влияния на содержание и соотношение обменной [Cs]ex и доступной [Cs]ac формы 137Cs в почвах.

3. Внесение соли калия в количестве 0, 50, 100 и 200 мг К/кг снижает величину [Cs]ex и [Cs]ac в 1.2-2.2 и 1.1-2.0 раза, соответственно, и уменьшает активность [Cs]w в почвенном растворе в 1.2-1.9 раза, что указывает на дополнительную фиксацию 137Cs твердой фазой. Во всех случаях величина эффекта не пропорциональна количеству добавленного К, зависит от типа почвы (в дерново-подзолистой почве больше, чем в торфяной или черноземе) и уменьшается при подкислении почвы и добавлении аммония (наименьшая кратность изменения показателей соответствует вариантам опытов с внесением Н+ или NH4+).

4. При добавлении аммонийной соли в дозе 0, 100 и 200 мг/кг в дерново-подзолистую почву, ионы NH4+ достоверно (на 20-30%) снижают обменную и доступную форму 137Cs, когда К в почву не добавлялся или добавлялся в количестве 50 мг/кг, но в 1.3-2.0 раза повышают содержание обменного 137Cs и в 1.5-4 раза его концентрацию в почвенном растворе, если К был внесен в количестве 100 мг/кг и более. В черноземе выщелоченном рост концентрации NH4+ во всех случаях сопровождается уменьшением значений [Cs]ex и [Cs]ac в 1.3-3 и в 1.5-2.3 раза.

5. При снижении рН дерново-подзолистой почвы, накопление 137Cs растениями ячменя вначале возрастает в 1.5 раза (рН 4.8), а затем в 2 раза уменьшается (рН 4.1), если К в почву не добавлялся, но практически не изменяется, когда К был внесен в количестве 200 мг/кг. Аналогичную зависимость от рН почвы проявляют такие показатели, как высота 14-суточных растений ячменя L, их сырая mw и воздушно-сухая масса md, тесно коррелирующие между собой. При подкислении торфяной почвы поглощение 137Cs растениями увеличивается в 1.2-2 раза. Четкой зависимости показателей растений от рН торфяной почвы не выявлено.

6. Добавление калия в дерново-подзолистую почву вызывает снижение значений всех показателей, характеризующих поглощение радионуклида растениями: удельной активности в растениях [Cs]p (в 3-12 раз), коэффициента накопления для обменной формы CRex (в 2.1-7.4 раза) и выноса с растениями Q (в 1.7-10 раз), причем наименьшая кратность изменений соответствует вариантам с одновременным

добавлением в почву К+ и Н+ или К+ и КЫ4+. В торфяной почве ингибирующий эффект К на переход 137Сй в растения менее выражен и не превышает 2- 2.5 раз.

7. В случае КЫ4+, снижение накопления '37Сй в 1.2-1.9 раз наблюдается лишь при внесении соли аммония в почву с низкой обеспеченностью обменным калием, тогда как в хорошо обеспеченной К почве переход 137Сй в растения возрастает в 1.53.9 раза. Для дерново-подзолистой песчаной почвы пороговая концентрация, после превышения которой добавление калия оказывает меньший эффект на снижение поступления 137Сй в растения, а внесение аммония приводи к увеличению накопления радионуклида, лежит в интервале 50-100 мг/кг обменного К. В черноземе пороговая концентрация К, как и негативный эффект КЫ4+, не выявлены.

8. Анализ выявленных в модельных экспериментах зависимостей и обобщение литературных данных позволяют заключить, что механизм влияния К на переход 137Сй из почвы в растения включает изменение селективности сорбции радионуклида почвенными минералами, приводящее к дополнительной фиксации его твердой фазой, разбавление концентрации 137Сй в почвенном растворе, и изменение избирательности поглощения 137Сй и его аналога К корнями растений из почвенного раствора. Значимый вклад эффекта «биологического разбавления» концентрации 137Сй в растениях в работе не выявлен.

9. Ионы КЫ4+ воздействуют на селективность сорбции 137Сй почвенными минералами, способствуя дополнительной его фиксации твердой фазой или, напротив, вытесняя 137Сй с мест обменной сорбции в почвенный раствор, но практически не влияют на дискриминацию 137Сй и К при их корневом поглощении из почвенного раствора. В черноземе выщелоченном, характеризующемся более высокими, чем дерново-подзолистая песчаная почва, емкостью селективной сорбции и ЕКО, вытесняющий эффект КЫ4+ в изученном интервале их концентраций не проявляется. Ю.Механизм действия на поглощение 137Сй ионов Н+, не способных эффективно конкурировать с Сй+ за места селективной сорбции, вероятно, включает не прямые (изменение селективности сорбции радионуклида), а косвенные эффекты, реализующиеся через изменение распределения в почве основных катионов, занимающих обычные центры обменной сорбции на поверхности минеральных кристаллитов и гумусовых макромолекул. Или изменение скорости метаболических процессов в растениях при неблагоприятных условиях их произрастания. 11.Практически все выявленные в работе зависимости между количественными показателями, характеризующими изменение почвенных условий под влиянием изучаемых факторов, с одной стороны, и показателями, используемыми для оценки состояния радионуклида в почве и размеров его перехода в растения, с другой, не являются линейными и лучше описываются степенной функцией. Лишь в случае калийного потенциала О, являющегося логарифмической величиной, зависимости носят линейный характер.

СПИСОК РАБОТ, ОПУБЛИКОВАННЫХ ПО ТЕМЕ ДИССЕРТАЦИИ

1. Алексахин P.M., Анисимов B.C., Круглое СВ., Кузнецов В.Г., Суслина Л.Г. Состояние 137Cs в почвах и его биологическая доступность // Плодородие, 2001, №1, 20-22.

2. Анисимов B.C., Круглое СВ., Алексахин P.M., Кузнецов В.Г., Суслина Л.Г.. Оценка состояния 137Cs в почвах и анализ факторов, влияющих на биологическую доступность радионуклида. Материалы научно-практической конференции «Роль творческого наследия академика ВАСХНИЛ. М. Клечковского в решении современных проблем сельскохозяйственной радиологии». Москва, 5-6 декабря 2000 г./ Под ред. Р.М. Алексахина и В.Г. Сычева. ЦИНАО, 2001,196-207.

3. Анисимов B.C., Круглое СВ., Алексахин P.M., Суслина Л.Г., Кузнецов В.К. Изменение биологической доступности 137Cs под влиянием повышенной кислотности и содержания калия в дерново-подзолистой и торфяной почвах в условиях модельного эксперимента // Наследие Чернобыля: Медико-психол., радиоэкол. и социально-эконом. аспекты ликвидации последствий аварии на ЧАЭС в Калужской области. Матер. науч.-практ. конф. Калуга-Обнинск, 2001, вып. 3. С. 282-284.

4. Анисимов B.C., Круглое СВ., Алексахин P.M., Суслина Л.Г., Кузнецов В.К. Влияние калия и кислотности на состояние 137Cs в почвах и его накопление проростками ячменя в вегетационном эксперименте // Почвоведение. 2002. № 11. С 1323-1332.

5. Суслина Л.Г. Механизм влияния К+ и NH4+ на накопление 137Cs 2-хнедельными растениями ячменя из дерново-подзолистой почвы // Материалы научной конференции «Геологические проблемы загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами», Тула, 2003. С. 195-200.

6. Суслина Л.Г., Анисимов B.C., Круглое СВ. Зависимость сорбции 137Cs дерново-подзолистой песчаной почвой и накопления растениями ячменя от концентрации ионов К+ и NH4+. // Материалы 6 Международной научной конф. «Экология человека и природа», Москва-Плес, 5-11 июля 2004. С. 169-171.

7. Круглое СВ., Суслина Л.Г., Анисимов B.C., Алексахин P.M. Ионные взаимодействия при поглощении 137Cs ячменем. I. Влияние возрастающих концентраций К+ и NH4+ на сорбцию радионуклида дерново-подзолистой песчаной почвой и черноземом выщелоченным // Прошла рецензирование и принята к печати в ж. Почвоведение, 2004.

8. Круглое СВ., Суслина Л.Г, Анисимов B.C., Алексахин P.M. Ионные взаимодействия при поглощении 137Cs ячменем. II. Механизм влияния К+ и NH4+ на поглощение ' 7Cs 2-хнедельными растениями ячменя из дерново-подзолистой почвы // Прошла рецензирование и принята к печати в ж. Почвоведение 2004.

»20148

Макет, компьютерная верстка - СуслинаА.Гг Сдано в набор 11.10.2004г. Подписано в печать 12.10.20041^ А П Формат - 60x84/16. Усл. печ. л. 1,7 О \/ О

Тираж 60 экз. Заказ Л» 120 Отпечатано во ВНИИСХРАЭ

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Суслина, Лаура Геннадьевна

ВВЕДЕНИЕ.

Глава 1. ОСНОВНЫЕ ЗАКОНОМЕРНОСТИ И СПЕЦИФИЧЕКИЕ ОСОБЕННОСТИ ПОВЕДЕНИЯ 137Сэ В ПОЧВЕННЫХ СИСТЕМАХ И В ЗВЕНЕ ПОЧВА-РАСТЕНИЕ

1.1. Сорбция и фиксация радиоцезия почвами.

1.1.1. Компоненты почв, активно взаимодействующие с радионуклидами.

1.1.2. Механизмы связывания радионуклидов в почве.

1.1.3. Селективная сорбция цезия почвами.

1.1.4. Влияние одновалентных катионов на сорбцию и фиксацию радиоцезия почвами.

1.2. Корневое поглощение радиоцезия растениями.

1.2.1. Основные факторы, определяющие переход радиоцезия из почвы в растения.

1.2.2. Мероприятия по минимизации накопления Се в продукции растениеводства.

1.2.3. Влияние минеральных удобрений на накопление радиоцезия сельскохозяйственными культурами.

Глава 2. МЕТОДОЛОГИЧЕСКИЕ ПОДХОДЫ К ОЦЕНКЕ МОБИЛЬНОСТИ И БИОЛОГИЧЕСКОЙ ДОСТУПНОСТИ РАДИОНУКЛИДОВ.

2.1. Группировка почв по степени радиологической опасности их загрязнения.

2.2. Коэффициенты дискриминации.

2.3. Коэффициент распределения.

2.4. Формы нахождения.

2.5. Механистический подход.

Глава 3.УСЛОВИЯ, ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ.

3.1. Объекты исследований.

3.2. Методики и условия экспериментов.

3.4. Аналитические методики.

Глава 4. ВЛИЯНИЕ ОДНОВАЛЕНТНЫХ КАТИОНОВ Н*, К*ИМН/ НА СОРБЦИЮ 137Сэ ПОЧВАМИ РАЗНОГО ТИПА.

4.1. Эффекты рН и возрастающих доз К на сорбцию 137Сэ дерново-подзолистой и торфяной низинной почвой.

4.2. Влияние возрастающих доз калийного удобрения и аммонийного азота на физико-химическое состояние Се в дерново-подзолистой почве и черноземе выщелоченном.

4.3. Эффекты калия и аммонийного азота на сорбцию 137Св через 1 год после поступления радионуклида в дерново-подзолистую почву и чернозем выщелоченный.

4.4. Эффект повышенных концентраций ионов К+ и N114''' в почве на другие катионы поглощающего комплекса.

4.5. Ионные взаимодействия в почвах.

Глава 5. ВЛИЯНИЕ ВОЗРАСТАЮЩИХ КОНЦЕНТРАЦИЙ ИОНОВ ИИН/НА КОРНЕВОЕ ПОГЛОЩЕНИЕ ЯЧМЕНЕМ ИЗ РАЗНЫХ ПОЧВ.

5.1. Эффект кислотности почв (рН) и возрастающих концентраций К на поглощение Се корневой системой растений.

5.2. Влияние концентраций К+ и ГШ/ в почве на корневое поглощение 137Св ячменем в год поступления и через 1 год после поступления радионуклида в почву.

5.3 Влияние питательных солей на показатели развития растений ячменя.

Введение Диссертация по биологии, на тему "Исследование влияния кислотности, калия и аммонийного азота на сорбцию137Cs почвами и поглощение ячменем"

Проблема радиоактивного загрязнения природной среды приобрела глобальные масштабы после испытаний ядерного оружия в атмосфере и ряда аварий на предприятиях атомной промышленности и ядерной энергетики. Значительная часть территории Российской Федерации подверглась загрязнению долгоживущими радионуклидами цезия и стронция в результате двух крупнейших радиационных аварий. В настоящее время вклад в локальное загрязнение внешней среды радионуклидами вносят предприятия ядерного топливного цикла в процессе своей нормальной эксплуатации.

Оказавшись в природной среде, радиоактивные вещества распределяются в поч-венно-растительном покрове (Алексахин, 1963), становятся неотъемлемыми компонентами почв и природных вод, накапливаются в донных отложениях и включаются в процессы биогенной миграции с участием растений и животных (О поведении, 1956; Гулякин, Юдинцева, 1962). С продуктами питания и водой они поступают в организм человека (Радиоактивность, 1971).

Особое внимание, уделяемое изучению поведения радиоактивных продуктов ядерного деления в системе почва - растение, объясняется исключительной важностью этого начального звена для сельскохозяйственных цепочек миграции радиоактивных веществ. Применение различной техники для обработки почвы, ежегодное или регулярное внесение минеральных и органических удобрений и почвенных мелиорантов, отчуждение части биомассы с урожаем - эти и другие факторы влияют на свойства почв, нарушают естественные циклы химических элементов и модифицируют поведение искусственных радионуклидов, характерное для естественных экосистем.

В продуктах ядерных взрывов, выбросах АЭС и радиохимических предприятий присутствует широкий спектр радионуклидов, среди которых особо выделяются долгожи-вущие радионуклиды стронция и цезия, представляющие особую опасность для сферы сельскохозяйственного производства. Они в относительно больших количествах образуются в реакциях ядерного деления и поэтому имеют высокую вероятность поступления во внешнюю среду. Радионуклиды 137Сб и 908г имеют достаточно большой период полураспада, чтобы накапливаться в почвах и в течение длительного времени быть доступными для корневого поглощения. Являясь аналогами жизненно важных элементов К и Са, Се и 908г способны замещать их в химических соединениях, наиболее активно включаются в сельскохозяйственные цепочки миграции и с пищевыми продуктами растительного и животного происхождения поступают в организм человека. Представляют высокую радиологическую опасность вследствие ядерно-физических свойств, особенностей накопления и распределения по органам и тканям в организме человека. Именно 908г (период полураспада Ту2 28.6 лет) и 137Сэ (Т>/2 30.2 лет) бьши и остаются основными дозообразующими нуклидами в период глобальных радиоактивных выпадений, в районах радиоактивного загрязнения на Урале и на обширных территориях в зоне аварии на Чернобыльской АЭС. При этом накопление растениями 137Сз, в отличие от 908г, находится в значительно большей зависимости от физико-химического состояния нуклида в почвах.

Радиоэкологические исследования, начало которых относится к 50-м годам прошлого века, позволили установить общие закономерности и специфические особенности поведения 137Сб в почвенных системах и в звене почва-растение (Клечковский, Гулякин, 1958; Юдинцева, Гулякин, 1968; Павлоцкая, 1974). В многочисленных лабораторных экспериментах, на материале глобальных радиоактивных выпадений, в полевых опытах и в производственных условиях в районах радиационных аварий накоплен большой объем информации о почвенной химии радионуклида и определены количественные показатели его накопления различными видами растений из почв разного генезиса (Алексахин, Моисеев, Тихомиров, 1977; Юдинцева, Павленко, Зюликова, 1981; Пути миграции 1999). Выявлены основные природные и антропогенные факторы, влияющие на сорбцию радиоцезия почвами, поглощение корнями растений и перенос далее по цепочкам миграции, приводящим к человеку (Клечковский, Гулякин, 1958.; Юдинцева, Гулякин, 1968; Вещецк еГ а1., 1992; Рерих, Моисеев, 1989; Ыоогёук е1а1., 1992 Санжарова, Кузнецов, Бровкин, 1998).

Вместе с тем, сложность почвенной химии, многообразие взаимосвязанных и независимых процессов и факторов, действующих как на почвенном, так и на биологическом уровне и влияющих на корневое поглощение, высокая вариабельность параметров переноса диктуют необходимость детальных исследований механизмов процессов и факторов, регулирующих поведение радиоцезия в природных и, особенно, аграрных экосистемах. В частности, достаточно спорными остаются некоторые вопросы влияния одновалентных катионов (Н+, К+, ИН^), всегда присутствующих в почвенных системах в достаточно больших количествах и дополнительно вносимых в почву в процессе сельскохозяйствен

1 47 ной практики, на сорбцию Сэ почвенными минералами и его корневое поглощение растениями. Совершенствование знаний в этой области необходимо для поиска и разработки экологически и экономически эффективных мероприятий, направленных на минимизацию поступления радионуклида в продукцию растениеводства и повышения готовности к радиационным авариям.

Цели и задачи исследования: в условиях многофакторных экспериментов изучить механизмы раздельного и совместного влияния кислотности, калия и аммонийного азота

1 47 на сорбцию почвами разного генезиса и поглощение Сэ ячменем.

Для выполнения указанной цели были поставлены следующие задачи:

В условиях многофакторных экспериментов изучить раздельное и совместное влияние возрастающих концентраций ионов Н4", К+ и ИН/ на:

1 "XI

1. сорбцию и фиксацию Сэ почвами разного генезиса (дерново-подзолистые песчаная и среднесуглинистая, чернозем выщелоченный, торфяная низинная), существенно отличающихся составом, свойствами и потенциалом селективной сорбции: а) сразу после поступления радиоцезия в почвы и б) через 1 год после внесения радионуклида;

2. распределение основных катионов ППК (Са и ) между твердой фазой и равновесным почвенным раствором, и концентрацию макроэлементов К, Ыа, Са и М^ в растениях ячменя;

1 47

3. корневое поглощение Се 14-суточными растениями ячменя непосредственно после внесения и через 1 год после поступления радионуклида в почву;

4. показатели развития ячменя (высота растений, сырая и воздушно-сухая масса).

5. В условиях вегетационного опыта установить зависимость между дозой калия и азота

1 "37 в аммонийной форме и накоплением Сэ в ячмене на разных стадиях развития растений (через 30 и 60 суток вегетации растений и в урожае).

6. На основании полученных экспериментальных данных рассмотреть конкурентное взаимодействие близких по своим физико-химическим характеристикам ионов

К ,

N11/ и Св+ при сорбции их почвенными минералами и корневом поглощении растениями и возможные механизмы влияния возрастающих концентраций ионов Н+, К+ и

4* 137

ЫИ, на переход Сб из почвы в растения. Научная новизна работы:

Принципиальной новизной работы является комплексный подход к изучению по

137 ведения Сэ в системе почва-растение с использованием разных методологических подходов и большого числа показателей, количественно характеризующих изменение почвенных условий (обменная и подвижная формы основных ионов ППК, ионный состав почвенного раствора, калийный потенциал почв), биологическую доступность радионуклида (количество обменно- и необменно-связанного твердой фазой 137Сз, его удельная активность в почвенном растворе, коэффициент селективной сорбции KcCs/K) и его переход в растения (коэффициент накопления CR, коэффициент поглощения из почвенного раствора CF, коэффициент дискриминации KdCs/k, вынос растениями Q) при добавлении в почвы протонов, калия и аммонийного азота в возрастающих концентрациях.

1 17

В работе впервые показана возможность дополнительной фиксации Cs твердой фазой в результате индуцируемого возрастающими концентрациями ионов К+ и NtLt+ коллапса межпакетного пространства минералов слоистой структуры при добавлении калия и аммония в малообеспеченные обменным калием почвы, и напротив, возможность ремоби-лизации радионуклида при внесении повышенных концентраций NH4+ в почвы, хорошо обеспеченные калием.

Показано, что эффект не пропорционален дозе соответствующего минерального удобрения. Основными свойствами почв, определяющими эффективность калийных удобрений по снижению накопления 137Cs в урожае сельскохозяйственных культур и результирующий эффект азота в аммонийной форме являются потенциал селективной сорбции (емкость FES), определяемый содержанием и составом глинистых минералов в илистой фракции, ЕКО и суммарная обеспеченность почв обменными калием и аммонием. Определены пороговые концентрации К+ и NH41" в дерново-подзолистой почве, при превышении которых использование калийных удобрений в целях снижения накопления

117

Cs культурами неэффективно, а применение аммонийного азота будет вызывать увеличение перехода радионуклида из почвы в растения.

Показано, что ингибирующее влияние возрастающих концентраций К+ в почве на

117 корневое поглощение Cs включает . увеличение селективности сорбции радионуклида почвенными минералами, разбавление концентрации радионуклида в почвенном растворе

117 и изменение избирательности прямого поглощения Cs и его химического аналога К растениями из почвенного раствора вследствие смены доминирующей системы транспорта ионов К+ через биологические мембраны. Ионы NH44" влияют на селективность сорбции 137Cs почвенными минералами, частично вытесняя обменно-сорбированный цезий в почвенный раствор и блокируя селективные центры обменной сорбции, но практически не 1 оказывают влияния на избирательность поглощения Cs и элемента минерального питания К корнями растений из почвенного раствора.

Установлено, что при подкислении почв не наблюдается значимого изменения количества обменной и доступной форм радионуклида в почвах. Ионы Н"1", обладающие слабой вытесняющей способностью, не в состоянии десорбировать ионы Cs+ с оккупируемых ими мест селективной сорбции в краевой расширенной зоне и в межпакетном пространстве кристаллической решетки слоистых минералов.

Теоретическое и практическое значение работы:

Полученные экспериментальные данные, результаты теоретического обобщения и заключения, содержащиеся в диссертационной работе, расширяют и уточняют сущест

1 -уп вующие представления о поведении Се в агроэкосистемах и способствуют лучшему пониманию механизмов процессов, лежащих в основе некоторых агрохимических приемов, направленных на минимизацию накопления радиоцезия в урожае сельскохозяйственных культур, производимых на радиоактивно загрязненной территории.

Установление механизмов влияния и пороговых концентраций ионов имеет важное практическое значение с точки зрения радиологической и экономической эффективности использования калийных удобрений в целях снижения радиоактивного загрязнения сельскохозяйственной продукции и сбалансированного применения разных форм минерального азота в составе комплексного удобрения.

Значения некоторых показателей, впервые установленные в ходе выполнения работы, могут использоваться в качестве входных параметров математических моделей.

Основные положения, выносимые на защиту:

• идентифицированные механизмы влияния одновалентных ионов Н+, К+ и ЫН/ на сорбцию 137Сэ почвами разного генезиса и корневое поглощение растениями;

• нелинейный характер зависимостей между количественными показателями, характеризующими изменение почвенных условий, состояние радионуклида в почве и его переход из почвы в растения при добавлении калия и аммонийного азота;

• пороговые концентрации калия и аммония в дерново-подзолистой песчаной почве, после превышения которых использование калийных удобрений неэффективно, а

117 применение аммонийной формы азота вызывает увеличение накопления Сб.

Публикации и апробации работы.

Основные положения работы и результаты исследований докладывались на научно-практической конференции «Роль творческого наследия академика ВАСХНИЛ В.М. Клечковского в решении современных проблем сельскохозяйственной радиологии», Москва 2000г; научно-практической конференции «Наследие Чернобыля: Медико-психологические, радиоэкологические и социально-экономические аспекты ликвидации последствий аварии на ЧАЭС в Калужской области», Калуга-Обнинск, 2001; научная конференция «Геологические проблемы загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами», Тула, 2003г; 6-ая международная научная конференция «Экология человека и природа», Плес, 2004г.

По материалам диссертации опубликовано и находится в печати 8 работ.

Автор выражает благодарность научным руководителям работы доктору биологических наук Круглову C.B. и кандидату биологических наук Анисимову B.C. за по стоян-ную помощь в работе. Выражаю также благодарность коллективу лаборатории № 14 за помощь в подготовке и проведении экспериментов.

Заключение Диссертация по теме "Радиобиология", Суслина, Лаура Геннадьевна

ВЫВОДЫ

1. По величине показателей, применяемых для оценки биологической доступности (количество обменной [Cs]ex и доступной [Cs]ac формы, концентрация в почвенном растворе

147

Cs]w) и перехода Cs в растения (удельная активность в растениях [Cs]p, коэффициент накопления для обменной формы CR^x и вынос с растениями Q), почвы располагаются в ряд: дерново-подзолистая песчаная > низинная торфяная > чернозем выщелоченный среднесуглинистый, что хорошо согласуется с их способностью селективно сорбировать цезий (емкость FES), определяемой содержанием и составом глинистых минералов в илистой фракции. Повышение концентрации Н+, К+ и NH4+ путем добавления в почвы протонов и питательных солей неодинаковым образом меняет значения указанных показателей в разных почвах и является результатом конкурентного взаимодействия ионов.

2. Добавление Н+ в количестве 0, 20 и 40 мэкв/кг вызывает изменение рН дерново-подзолистой и торфяной низинной почвы в интервале значений 5.8-4.1 и 6.7-6.4, соответственно, но не оказывает статистически значимого влияния на содержание и соотношение обменной [Cs]ex и доступной [Cs]ac формы 137Cs в почвах.

3. Внесение соли калия в количестве 0, 50, 100 и 200 мг К/кг снижает величину [Cs]ex и [Cs]ac в 1.2-2.2 и 1.1-2.0 раза, соответственно, и уменьшает активность [Cs]w в почвенном растворе в 1.2-1.9 раза, что указывает на дополнительную фиксацию 137Cs твердой фазой. Во всех случаях величина эффекта не пропорциональна количеству добавленного К, зависит от типа почвы (в дерново-подзолистой почве больше, чем в торфяной или черноземе) и уменьшается при подкислении почвы и добавлении аммония (наименьшая кратность изменения показателей соответствует вариантам опытов с внесением Н+ или NH4+).

4. При добавлении аммонийной соли в дозе 0, 100 и 200 мг/кг в дерново-подзолистую почву, ионы NH4+ достоверно (на 20-30%) снижают обменную и доступную форму

1 47

Cs, когда К в почву не добавлялся или добавлялся в количестве 50 мг/кг, но в 1.3-2.0 раза повышают содержание обменного 137Cs и в 1.5-4 раза его концентрацию в почвенном растворе, если К был внесен в количестве 100 мг/кг и более. В черноземе выщелоченном рост концентрации NH44" во всех случаях сопровождается уменьшением значений [Cs]ex и [Cs]ac в 1.3-3 и в 1.5-2.3 раза.

5. При снижении рН дерново-подзолистой почвы, накопление 137Cs растениями ячменя вначале возрастает в 1.5 раза (рН 4.8), а затем в 2 раза уменьшается (рН 4.1), если К в почву не добавлялся, но практически не изменяется, когда К был внесен в количестве 200 мг/кг. Аналогичную зависимость от рН почвы проявляют такие показатели, как высота 14-суточных растений ячменя Ь, их сырая и воздушно-сухая масса та, тесно коррелирующие между собой. При подкислении торфяной почвы поглощение 137Сэ растениями увеличивается в 1.2-2 раза. Четкой зависимости показателей растений от рН торфяной почвы не выявлено.

6. Добавление калия в дерново-подзолистую почву вызывает снижение значений всех показателей, характеризующих поглощение радионуклида растениями: удельной активности в растениях [Сз]р (в 3-12 раз), коэффициента накопления для обменной формы СКех (в 2.1-7.4 раза) и выноса с растениями О1 (в 1.7-10 раз), причем наименьшая кратность изменений соответствует вариантам с одновременным добавлением в почву К+ и Н+ или К+ и ЫН4+. В торфяной почве ингибирующий эффект К на переход 137Сб в растения менее выражен и не превышает 2- 2.5 раз.

117

7. В случае ЫНЦ , снижение накопления Сэ в 1.2-1.9 раз наблюдается лишь при внесении соли аммония в почву с низкой обеспеченностью обменным калием, тогда как в хо

117 рошо обеспеченной К почве переход Сб в растения возрастает в 1.5-3.9 раза. Для дерново-подзолистой песчаной почвы пороговая концентрация, после превышения

117 которой добавление калия оказывает меньший эффект на снижение поступления Се в растения, а внесение аммония приводит к увеличению накопления радионуклида, лежит в интервале 50-100 мг/кг обменного К. В черноземе пороговая концентрация К, как и негативный эффект N11^, не выявлены.

8. Анализ выявленных в модельных экспериментах зависимостей и обобщение литературных данных позволяют заключить, что механизм влияния К на переход 137Сз из почвы в растения включает изменение селективности сорбции радионуклида почвенными минералами, приводящее к дополнительной фиксации его твердой фазой, разбавление концентрации 137Сз в почвенном растворе, и изменение избирательности поглощения 137Сз и его аналога К корнями растений из почвенного раствора. Значимый вклад эф

117 фекта «биологического разбавления» концентрации Се в растениях в работе не выявлен.

9. Ионы ЫН4+ воздействуют на селективность сорбции 137Сб почвенными минералами,

137 способствуя дополнительной его фиксации твердой фазой или, напротив, вытесняя Се с мест обменной сорбции в почвенный раствор, но практически не влияют на дискриминацию 137Сз и К при их корневом поглощении из почвенного раствора. В черноземе выщелоченном, характеризующемся более высокими, чем дерново-подзолистая песчаная почва, емкостью селективной сорбции и ЕКО, вытесняющий эффект ИН^ в изученном интервале их концентраций не проявляется.

137 +

10. Механизм действия на поглощение Сб ионов Н , не способных эффективно конкурировать с Сэ+ за места селективной сорбции, вероятно, включает не прямые (изменение селективности сорбции радионуклида), а косвенные эффекты, реализующиеся через изменение распределения в почве основных катионов, занимающих обычные центры обменной сорбции на поверхности минеральных кристаллитов и гумусовых макромолекул. Или изменение скорости метаболических процессов в растениях при неблагоприятных условиях их произрастания.

11. Практически все выявленные в работе зависимости между количественными показателями, характеризующими изменение почвенных условий под влиянием изучаемых факторов, с одной стороны, и показателями, используемыми для оценки состояния радионуклида в почве и размеров его перехода в растения, с другой, не являются линейными и лучше описываются степенной функцией. Лишь в случае калийного потенциала О, являющегося логарифмической величиной, зависимости носят линейный характер.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Обобщение и анализ литературных данных показывают, что катионы Н4", К+ и 1\ГН4+ являются наиболее распространенными ионами почвенных систем, конкурирующими с

137

Сэ за места связывания как на поверхности и в клиновидных зонах кристаллическои решетки слоистых глинистых минералов, так и на поверхности корневой системы растений.

При поступлении в почву ионов Н+, они сорбируются на поверхности и в краевых зонах кристаллической решетки выветрившихся глинистых минералов, участвуют в про-тонизации функциональных групп. При этом уменьшается рН-зависимый отрицательный заряд на поверхности аморфных и окристаллизованных оксидов и гидроксидов Бе, Мп и А1, макромолекул гумусовых веществ и, таким образом, снижается сорбционная емкость в отношении других катионов почвенных систем.

Ионы ЫН4+, К+ и образуют гомологическую серию, характеризующуюся чрезвычайно высокой степенью физико-химического подобия, хотя и не являются аналогами в физиологическом отношении. Поэтому К+ и ЫН4+ играют важную роль в сорбционно-десорбционных и ионообменных процессах с участием радиоцезия, а конкретный эффект, который каждый из ионов оказывает на перенос Сб из почвы в растения, является результатом баланса между их конкуренцией за адсорбцию глинистыми почвенными минералами и поглощение корнями растений.

Двухвалентные катионы

Са2+ и , также всегда присутствующие в почвах в относительно больших количествах, в конкуренции с 137Сз менее эффективны, но могут проявлять косвенное влияние на сорбцию и корневое поглощение радиоцезия.

Раздельное и парное совместное влияние возрастающих концентраций одновалентных катионов Н+, К+ и ИН4+ на сорбцию 137Сз почвенными минералами и поглощение корнями растений изучалось в модельных лабораторных опытах по выращиванию 14-суточных растений ячменя сорта Зазерский 85 на 3 почвах разного генезиса. Почвы, использованные в модельных экспериментах, существенно различаются по агрохимическим характеристикам и способности сорбировать и прочно удерживать радиоцезий. Две из них (дерново-подзолистая песчаная и торфяная низинная) относятся к группе критических в отношении 137Сз, поскольку характеризуются повышенным переходом радионуклида из почвы в растения. Моделирование различных уровней кислотности и содержания калия и аммония осуществлялось путем дополнительного внесения протонов (в виде разбавленного раствора НС1), и питательных солей КС1 и ЫЬЦО с последующим инкубированием почв в течение 1-2 месяцев с циклом переиодического увлажнения и высушивания. Для проверки некоторых закономерностей, выявленных в условиях модельных экспериментов, был проведен вегетационный опыт по выращиванию в дерново-подзолистой почве ячменя сорта Эльф до технической спелости. В экспериментах определяли как показатели, количественно характеризующие физико-химическое состояние в почвах и переход из почвы в растения 137Cs, так и распределение между твердой и жидкой фазой почв и накопление растениями макроэлементов К, Na, Са и Mg.

Для оценки фиксирующей способности почв использовался потенциал селективной сорбции (емкость FES), величина которого определяется количеством и составом глинистых минералов слоистой структуры в илистой фракции. Показано, что как показатели, 1 характеризующие транспорт Cs в звене почва-растение ([Cs]p; CReX), так и показатели, обычно используемые для оценки биологической доступности радионуклида в почве ([Cs]ex, [Cs]ac, [Cs]w) находятся в обратной зависимости от емкости FES. Эта зависимость,

1 47 однако, не является линейной, поскольку селективная сорбция Cs, хотя и определяется содержанием в почве определенных групп глинистых минералов, существенно зависит от ионного состава ППК и жидкой фазы почв.

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Суслина, Лаура Геннадьевна, Обнинск

1. Агрохимические методы исследования почв. -М.: Наука, 1975. ст. Д. С. Орлов "Методы определения pH и окислительно-восстановительного потенциала".

2. Агрохимическая характеристика почв сельскохозяйственных угодий Российской Федерации (по состоянию на 1 января 2002 года) М. ЦИНАО, 2003 г.

3. Александрова JI.H. Органическое вещество почвы и процессы его трансформации. JL: Наука, 1980. 288с.

4. Алексахин P.M. Радиоактивное загрязнение почвы и растений. М.; Изд-во АН СССР, 1963. 132 с.

5. Алексахин P.M., Моисеев И.Т., Тихомиров Ф.А. Агрохимия 137Cs и его накопление сельскохозяйственными растениями// Агрохимия. 1977. №2. С. 129-142.147

6. Алексахин P.M., Моисеев И.Т., Тихомиров Ф.А. Поведение Cs в системе почва-растения и влияние внесения удобрений на накопление радионуклида в урожае // Агрохимия. 1992. N 8. С. 127-138.

7. Алексахин P.M., Таскаев А.И. Некоторые актуальные проблемы почвенной радиоэкологии. // Почвоведение, 1988. № 7. С. 115-123.

8. Алешин С.Н., Соломатина И.Н. Количественные характеристики набухаемости почв // Докл. ТСХА. 1967. Вып. 124. С. 257-261.

9. Архипов Н.П., Егоров A.B., Клечковский В.М. К оценке размеров поступления строн-ция-90 из почвы в растения и его накопление в урожае // Докл. ВАСХНИЛ. 1969. № 1. С. 2-4.

10. Архипов Н.П., Федоров Е.А., Алексахин P.M. и др. Почвенная химия и корневое накопление искусственных радионуклидов в урожае сельскохозяйственных растений. // Почвоведение, 1975. № 11. С. 40-52.

11. Барбер С.А. Биологическая доступность питательных веществ в почве. Механистический подход / Пер. с англ. Ю.Я. Мазеля: Под ред. и с предисл. Э.Е. Хавкина. М.: Агро-промиздат, 1988. 376 с.

12. Белова Е.И., Шаронов Г.Е., Моисеев A.A. К вопросу о поведении цезия-137 в дерново-подзолистых почвах Украинского Полесья. М., 1972. 9 с.

13. Бондарь П.Ф. Оценка эффективности калийных удобрений как средства снижения загрязнения урожая радиоцезием // Агрохимия. 1994. N 1. С. 76-84.

14. Бондарь П.Ф., Терещенко Н.Р., Шматок И.О. Биологическая доступность радиоцезия и радиостронция и ее влияние на накопление радионуклидов в урожае в зависимости от особенности растений. // Радиац. биология. Радиоэкология, 1998. Т.38, вып.2. С. 283-289.

15. Вадюнина А.Ф., Корчагина З.А. Методы исследования физических свойств почв. 3-е изд., перераб. и доп. - М.: Агропромиздат, 1986. - 416 с.

16. Гамаюнов Н.И. Ионный обмен в почвах // Почвоведение. 1985. № 8. С. 38-44.

17. Горина Н.И. Накопление радиоцезия сельскохозяйственными культурами в зависимости от свойств почв и биологических особенностей. Автореф. Дис. канд. биол. наук. М.: Почвенный институт, 1976. 16 с.

18. ГОСТ 26213. Определение содержания органического вещества по методу Тюрина В модификации ЦИНАО.

19. ГОСТ 26483. Определение рН солевой вытяжки по методу ЦИНАО.

20. Гулякин И.В., Юдинцева Е.В., Соколова С.Д. Накопление 137Cs и 90Sr в растениях при выращивании их в полевых и вегетационных опытах // Агрохимия, 1977. №6. С. 118 -124.

21. Гулякин И.В., Юдинцева Е.В. Накопление осколочных элементов в урожае различных растений в зависимости от свойств почвы // Изв. ТСХА. 1959. Вып. 6. С. 19-38.

22. Гулякин И.В., Юдинцева Е.В. Радиоактивные изотопы в почвах и их доступность растениям. В сб.: Радиоактивность почв и методы ее определения. М. 1966. С. 155-174.

23. Гулякин И.В., Юдинцева Е.В. Радиоактивные продукты деления в почвах и растениях. М.: Госатомиздат, 1962. 276 с.

24. Гулякин И.В., Юдинцева Е.В. Сельскохозяйственная радиобиология. М.: Колос, 1973. -272с.

25. Гулякин И.В., Юдинцева Е.В., Мамонтова JI.A. Влияние фосфатов, извести и торфа на закрепление стронция-90 в почве и накопление его в урожае овса // Агрохимия, 1967. №3. С 111-115.

26. Довыденков C.B., Дричко В.Ф., Ефремова М.А., Волкова Е.Н. Поступление радиоцезия в растения из низинной торфяной почвы при внесении азотных удобрений и ингибиторов нитрификации // Доклады РАСХН. 1999. № 2. С. 19-21

27. Дричко В.Ф., Поникарова Т.М., Ефремова М.А. Накопление Cs травами из торфяной почвы при возрастающих дозах калийных и азотных удобрений // Радиац. биология. Радиоэкология. 1996. Т. 36. Вып. 4. С. 524-530.

28. Дричко В.Ф., Цветкова .В. Сорбционная модель поступления радионуклидов из почвы в растения // Почвоведение. 1990. № 10. С. 35-40.

29. Ефимов В.Н. Торфяные почвы и их плодородие. JL: Агропромиздат, 1981.

30. Зонн C.B. Железо в почвах. М.: Наука, 1982. 207с.

31. Ивашикина Н.В., Соколов O.A. К+-каналы высших растений и их роль в поглощении калия // Агрохимия. 2003. № 10. С. 85-94.

32. Кашпаров В.А., Иванов Ю.А., Зварич С.И., Процак В.П., Хомутинин Ю.В., Пазухин Э.М. Определение скорости растворения чернобыльских топливных частиц в естественных условиях. Радиохимия, 1997, т. 39, вып. 1, с.71-76.

33. Клечковский В.М., Гулякин И.В. Поведение в почвах и растениях микроколичеств стронция, цезия, рутения и циркония // Почвоведение, 1958. № 3. С. 1-12.

34. Клечковский В.М., Соколова Л.И., Целищева Г.Н. Сорбция микроколичеств стронция и цезия в почвах. // 2-ая Междунар. конференция по мирному использованию атомной энергии. Женева. M.: Атомиздат, 1958. Т. 5. С. 28.

35. Клечковский В.М., Федоров Е.А., Архипов Н.П., Романов Н.Г., Алексахин P.M., Фев-ралева Л.Т. Закономерности почвенного и аэрального поступления радиоактивного стронция в сельскохозяйственные растения // Почвоведение. 1973. № 5. С. 38-47.

36. Клечковский В.М., Целищева Г.Н. В кн.: О поведении радиоактивных продуктов деления в почвах, их поступление в растения и накопление в урожае. М.: Изд-во АН СССР, 1956. С.З.

37. Кокотов Ю.А., Пасечник В.А. Равновесие и кинетика ионного обмена. Л.: Химия, 1970. 336с.

38. Кокотов Ю.А., Попов Р.Ф., Урбанюк А.П. Сорбция долгоживущих продуктов деления почвами и глинными минералами // Радиохимия. 1961. Т.2. Вып. 2. С. 199.

39. Коноплев A.B., Коноплева И.В. Параметризация перехода 137Cs из почвы в растения на основе ключевых почвенных характеристик. Радиационная биология. Радиоэкология. 1999, т. 39, № 4, С. 457-463

40. Круглов C.B. Физико-химические аспекты загрязнения сельскохозяйственных угодий в результате радиационной аварии и миграция радионуклидов в системе почва-растение (на примере аварии на ЧАЭС). Автореферат. Дисс. соиск. уч. ст. д.б.н. Обнинск, 1997. 50с.

41. Кузнецов В.К., Санжарова Н.И., Алексахин P.M., Анисимов B.C., Абрамова О.Б.1 37

42. Влияние фосфорных удобрений на накопление Cs сельскохозяйственными культурами // Агрохимия. 2001. N 9. С. 47-53.

43. Марей А.Н., Бархударов P.M., Новикова Н.Я. Глобальные выпадения 137Cs и человек. М.: Атомиздат, 1974. 168 с.

44. Медведев В.П., Романов Г.Н., Базылев В.В. и др. О влиянии гумуса и аморфных оксидов алюминия и железа на подвижность цезия-137 в почвах // Радиохимия. 1990. № 6. С. 113-118.

45. Методические указания по определению микроэлементов в почвах, кормах и растениях методом атомно-абсорбционной спектроскопии. М.: ЦИНАО, 1985. 96 с.

46. Минеев В.Г. Агрохимия и экологические функции калия. -М.: Изд-во МГУ, 1999.-332с.

47. Минеев В.Г., Сычев В.Г., Амельянчик O.A. и др. Практикум по агрохимии: Учеб. пособие/ Под ред.академика РАСХН В.Г. Минеева. -М.: Изд-во МГУ, 2001. -689 с.

48. Моисеев A.A., Мухин И.Е., Погодин Р.И. и др. Особенности миграции глобального цезия-137 из дерново-подзолистых песчаных почв по пищевым цепочкам в организм человека. М., 1967. С. 150

49. Моисеев A.A., Рамзаев П.В. Цезий-137 в биосфере. М.: Атомиздат, 1975. 184 с.1 37

50. Моисеев И.Т., Агапкина Г.И., Рерих Л.А. Изучение поведения Cs в почвах и его поступления в сельскохозяйственные культуры в зависимости от различных факторов // Агрохимия. 1994. № 2. С. 103-118.

51. Моисеев И.Т., Рерих Л.А., Тихомиров Ф.А. К вопросу о влиянии минеральных удобрений на доступность 137Cs из почв сельскохозяйственным растениям // Агрохимия. 1986. №. 2. С. 89-94.

52. Моисеев И.Т., Тихомиров Ф.А., Алексахин P.M. О накоплении 137Cs сельскохозяйственными растениями на выщелоченном черноземе // Агрохимия. 1972. № 9. С. 89-96.

53. Моисеев И.Т., Тихомиров Ф.А., Алексахин P.M., Рерих JI.A., Сальников В.Г. Поведе147ние Cs в почвах и его накопление в сельскохозяйственных растениях // Почвоведение. 1976. № 7. С. 45-52.

54. Моисеев И.Т., Тихомиров Ф.А., Мартюшов В.З., Рерих J1.A. К оценке влияния мине147ральных удобрений на динамику обменного Cs в почвах и доступность его овощным культурам // Агрохимия. 1988. № 5. С. 86-92.

55. Моисеев И.Т., Тихомиров Ф.А., Рерих J1.A., Рерих В.И., Антоненко Г.И., Мартюшов В.З. Влияние минеральных удобрений на поступление радиоцезия в сельскохозяйственные культуры и агрохимические показатели почв // Агрохимия. 1990. № 3. С. 100-107.

56. Моисеев И.Т., Тихомиров Ф.А., Рерих A.A., Чижикова Н.П. Формы соединений радионуклидов в почвах и их трансформация // Агрохимия, 1981. № 1.С. 110-113

57. Моисеев И.Т., Тихомиров Ф.А., Рерих A.A. Оценка параметров накопления 137Cs многолетними травами в зависимости от видовых особенностей, внесения удобрений и свойств почв. Агрохимия, 1982. № 2. С. 94-99.

58. Мухин И.Е., Моисеев A.A., Ноговицина JI.H., ЧерньппЕ.И. Миграция глобального цезия-137 и стронция-90 по пищевым цепочкам населению отдельных районов Украинского Полесья. М.: Атомиздат, 1973. 150 с.

59. Орлов Д.С. Химия почв. М.: Изд-во МГУ, 1985. 376с.

60. О поведении радиоактивных продуктов деления в почвах, их поступлении в растения и накоплении в урожае / Под ред. В.М. Клечковского. М.: АН СССР. 1956. 177 с. (Ротапринт).

61. Основы сельскохозяйственной радиологии./ B.C. Пристер, H.A. Лощилов, О.Ф. Немец, В.А. Поярков. Киев.: Урожай, 1988. - 256с.

62. Павлоцкая Ф.И. Миграция радиоактивных продуктов глобальных выпадений в почвах. М.: Атомиздат, 1974. 216 с.

63. Погодин Р.И. Физико-химические процессы, обусловливающие миграцию и биологическую доступность изотопов цезия-137 и стронция-90 в почвенной системе. В кн.: Теоретические и практические аспекты действия малых доз ионизирующих излучений. Сыктывкар, 1973.

64. Пристер B.C., Омельяненко Н.П., Перепелятникова Л.В. Миграция радионуклидов в почве и переход их в растения в зоне аварии Чернобыльской АЭС // Почвоведение. -1990, № 10, С. 51-60.

65. Пути миграции искусственных радионуклидов в окружающей среде. Радиоэкология после Чернобыля. -Пер. с англ./ Под. ред. Ф. Уорнера и Р. Харрисона М.: Мир, 1999. 512с.

66. Радиоактивность и пища человека / Под ред. Рассела P.C. Пер. с англ. под ред. Клеч-ковского В.М. М.: Атомиздат, 1971. 375 с.

67. Рассел Р. Поведение радионуклидов в почве. В кн.: Радиоактивность и пища человека / пер. с англ. под ред. Клечковского В.М. М.: Атомиздат, 1971 (всего 375 е.).

68. Рерих Л.А., Моисеев И.Т. Влияние основных агрометеорологических факторов на поступление радиоцезия в растения // Агрохимия. 1989. № 10. С. 96-99.

69. Руководство по применению контрмер в сельском хозяйстве в случае аварийного выброса радионуклидов в окружающую среду / Вена: IAEA-TEC-DOC 745. МАГАТЭ, 1994. 104 с.

70. Санжарова Н.И., Кузнецов В.К., Бровкин В.И., Котик Ж.А. Оценка эффективности защитных мероприятий на почвах загрязненных радионуклидами // Агрохимический вестник, 1998. № 4. С. 22-26.

71. Сельскохозяйственная радиоэкология / Под ред. Алексахина Р. М., Корнеева Н. А. -М.: Экология, 1992. 400 с.

72. Сельскохозяйственная радиоэкология. Павлоцкая Ф.И., Сальников В.Г., Моисеев И.Т. К вопросу о механизме влияния извести и торфа на поступление стронция-90 в растения. - М. .'Атомиздат, 1976 — 12с

73. Соколик А.И., Демко Г.Г., Горобченко Н.Е., Юрин В.М. Основные механизмы поступления 137Cs в корневую систему растений. // Радиац. биология. Радиоэкология, 1997. Т.37. Вып.5. С. 787-796.

74. Соколова Т.А. Высокодисперсные минералы в почвах и их роль в почвенном плодородии. Часть I. — М.: Изд-во Моск. ун-та, 1984. 75с., ил.

75. Тихомиров Ф.А., Прохоров В.М., Моисеев A.A. и др. Нахождение связи между поступлением цезия-137 в растения и свойствами почвы // Агрохимия. 1978. № 8. С. 116-124.

76. Тулина A.C., Ставрова Н.Г. Система применения удобрений в зернокормовом звене севооборота на дерново-подзолистых песчаных почвах, загрязненных цезием-137.// Агрохимия. 1999. N 8. С. 18-24.

77. Федоров А.Е., Романов Г.Н. Количественные характеристики зависимости между уровнями загрязнения внешней среды и концентрациями радиоизотопов в некоторых видах сельскохозяйственной продукции. М.: Атомиздат, 1969.

78. Фирсакова С.К., Тимофеев С.Ф., Шумилин В.А., Тимофеев А.С., Подоляк А.Г. Накопление 90Sr полевыми культурами в условиях радиоактивного загрязнения сельскохозяйственных угодий // Радиационная биология. Радиоэкология, 2002. Т.42. № 3. С. 345-351.

79. Фирсакова С.К., Гребенщикова Н.В., Тимофеев С.Ф., Новик А.А. Алексахин P.M. Эффект агромелиоративных мероприятий в снижении накопления 137Cs растениями на лу-гопастбищных угодьях в зоне аварии на Чернобыльской АЭС // Докл. ВАСХНИЛ. 1992. № 3.С. 25-27

80. Юдинцева Е.В., Гулякин И.В. Агрохимия радиоактивных изотопов стронция и цезия. М.: Атомиздат, 1968. 472 с.

81. Юдинцева Е.В., Гулякин И.В., Бакунов Н.А. Поступление 137Cs в растения из почв различных климатических зон. Агрохимия, 1968. №1. С. 78-79.

82. Юдинцева Е.В., Гулякин И.В., Фоломкина З.М. Влияние механических фракций дерново-подзолистой почвы и чернозема на накопление стронция-90 и цезия-137 в урожае овса// Изв. ТСХА. 1968. № 4. С. 134-141.

83. Юдинцева Е.В., Жигарева Т.Л., Левина Э.М., Соколова С.Д., Сидорова Е.Д. Изменение доступности радионуклидов растениям при химизации сельского хозяйства. // Агрохимия. 1982. №5. С. 82-88.

84. Юдинцева Е.В., Жигарева Т.Л., Павленко Л.И. Формы 90Sr и I37Cs в дерново-подзолистой почве при известковании и применении удобрений // Почвоведение. 1983. № 9. С. 41-46.

85. Юдинцева Е.В., Левина Э.М. О роли калия в доступности цезия-137 растениям // Агрохимия. 1982. № 4. С. 75-81.

86. Absalom J.P., Crout N.M.J., Young S.D. Modeling radiocaesium fixation in upland organic soils of northwest England // Environ. Sci. Technol. 1996. V.30. P. 2735-2741.

87. Absalom J.P.; Young S.D.; Crout N.M.J. Radiocaesium fixation dynamics: measurement in six Cumbrian soils // European J. Soil Sci. 1995. V.46. N 3. P. 461-469.

88. Absalom J.P.; Young S.D.; Crout N.M.J., Nisbet A.F., Woodman R.F.M., Smolders E., Gillet A.G. Predicting soil to plant transfer of radiocaesium using soil characteristics // Environ. Sci. Technol. 1999. V. 33. P. 1218-1223.

89. Acquaye D.K., MacLean A.J. Potassium potential in some selected soils. // Canad. J. Soil Sci. 1966. Vol. 46. N 2. P. 177-184.

90. Alexakhin R. M. Countermeasures in agricultural protection as an effective means of mitigating the radiological consequences of the Chernobyl accident // Sci. Total Environ. 1993. V. 137(1). P. 9-20.

91. Ames L. L. et al. Sorption of trace constituents from aqueous solutions on to secondary minerals. 1. Uranium. Clays and Clay Minerals, 1983,31,321-334.

92. Ames L. L. et al. Sorption of uranium and radium by biotite, muscovite and phlogopite. Clays and Clay Minerals. 1983,31, 343-351.

93. Bachhuber H, Bunzl K, Shimmack W. Spatial variability of the distribution coefficients of 137Cs, 65Zn,85Sr, 57Co, 109Cd, 141Ce, 103Ru, 95mTc and 131I in cultivated soil // Nucl. Techn., 1986. V. 72. P. 359-371.

94. Baes A.U., Bloom P.R. Exchange of alkaline earth cations in soil organic matter // Soil Sci. 1988. V. 146. N1. P. 6-14.

95. Baes C.F. III. Prediction of radionuclide Kd values from soil-plant concentration ratios // Trans. Am. Nucl. Soc. 1982. V. 41. P. 53-54.

96. Beckett P.H.T. Potassium-calcium exchange equilibria in soils: specific adsorption sites for potassium. // Soil Science. 1964. Vol. 97. N 6. P. 376-383.

97. Beckett P.H.T. Studies on soil potassium. Part I. Confirmation of the ratio law: measurements of potassium potential.// J. Soil Sci. 1964. Vol. 15. N 1. P. 1-9.

98. Beckett P.H.T. Studies on soil potassium. Part II. The "immediate" Q/I relations of labile potassium in the soil. // J. Soil Sci. 1964. Vol. 15. N 1. P. 9-23.

99. Belli M., Sansone U., Ardiani R., Feoli E., Scimone M., Menegon S. and G. Parente. The effect of fertilizer application on 137Cs uptake by different plant species and vegetation types // J. Environ. Radioactivity. 1995. V. 27. N1. P. 75-89.

100. Benjamin M. M. and Leckie J. O. Multiple site adsorption of Cd, Cu, Zn and Pb on amorphous iron oxyhydroxide. Journal of Colloid and Interface Science, 1981, 79,209-221.

101. Bilo M., Steffens W„ Fiihr F., Pfeffer K.-H. Uptake of 134/137Cs in soils by cereals as function of several soil parameters of three soil types in Upper Swabia and North Rhine-Westphalia (FRG) // J. Environ. Radioactivity. 1993. V. 19. P. 25-39.

102. Bolt G.H., Sumner M.E ., Kamphorst A. A study of the equilibria between three categories of potassium in an illitic soil // Soil Sci. Soc. Am. Proc. 1963. V. 27. N 3. P. 294-299.

103. Borgaard O. K. The influence of iron oxides on the surface area of soil. Journal of Soil Science, 1982, 33, 443-449. AMES L. L. et al. Uranium and radium sorption on amorphous ferric oxyhydroxide. Chemical Geology, 1983, 40, 135-148.

104. Broadley M.R., Willey N.J., Philippidis C., Dennis E.R. A comparison of caesium uptake kinetics in eight species of grass // J. Environ. Radioactivity. 1999. V. 46. P. 225-236

105. Brouwer E., Baeyens B., Maes A., Cremers A. Cesium and rubidium ion equilibria in il-lite clay // J. of Physical Chemistry. 1983. V. 87. P. 1213-1219.

106. Bunzl, K., Kracke, W., Schimmack, W. & Zelles L. (1998). Forms of fallout 137Cs and 239+240pu -n successjve horizons of a forest soil. Journal of Environmental Radioactivity, 39(1), 55-68.

107. Buysse J., Van den Brande K., Merckx R. Genotypic differences in the uptake and distribution of radiocaesium in plants // Plant Soil. 1996. V. 178. P. 265-271.

108. Carroll S. A, and Bruno J. Mineral-solution interactions in the U(VI)-C02-H20 system. Radiochimica Acta, 1991, 52/53, 187- 193.

109. CEC (1990). Evalution of Data on the Transfer of Radionuclides in the Foodchain Post-Chernobyl Action EVR-12550. Commission of the European Community, Brussels.

110. Christensen A. N. et al. Hydrothermal crystal growth rate of goethite and haematite from amorphous iron (111) hydroxide investigated by X-ray diffraction and neutron diffraction. Acta Chemica Scandinavica, 1980, A34, 771.

111. Cline J.F., Hungate F.P. Accumulation of potassium, cesium-137 and rubidium-86 in bean plants grown in nutrient solutions // Plant Physiology. 1960. V. 35. P. 826-829.

112. Comans R. N. J. and Middelburg J. J. Sorption of trace metals on calcite: applicability of the surface precipitation model. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1987, 51,2587-2591.

113. Comans R.N., Haller M., De Preter P. Sorption of caesium on illite: non-equilibrium be, haviour and reversibility // Geochim. Cosmochim. Acta. 1991. V. 55. P. 443-440.

114. Cremers A., Elsen A., De Peter P., Maes A. Quantitative analysis of radiocaesium retention in soils // Nature. 1988. V. 335. N 6187. P. 247-249.

115. Davies J. A. and Leckie J. O. Surface ionization and complexation at the oxide-water interface. II. Surface properties of amorphous iron oxyhydroxide and adsorption of metal ions. Journal of Colloid and Interface Science, 1978, 67, 90-107.

116. Davies J. A. and Leckie J. O. Surface ionization and complexation at the oxide-water interface. III. Adsorption of anions. Journal of Colloid and Interface Science, 1980, 74, 32-43.

117. Davis J. A. et al. A model for trace metal sorption processes at the calcite surface: adsorption of Cd2+ and subsequent solid solution formation. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1987, 51, 1477- 1490.

118. Davis J. F. and Hayes K. F. (eds). Geochemical Processes at Mineral Surfaces. American Chemical Society .Symposium Series 323. American Chemical Society, Washington, 1986.

119. Ephraim J. H. and Allard B. Copper binding by an aquatic fulvic acid heterogeneity considerations. Environment International, 1994, 20, 89-95.

120. Evans E.J., Dekker A.J. Effect of nitrogen on caesium-137 in soils and its uptake by oatplants I I Can. J. Soil Sci. 1968. V. 49. P. 349-355.

121. Filella M. and Buffle J. Colloids and Surfaces A, 1993, 73, 255-273.

122. Franklin M. L. and Morse J. W. Interaction of copper with the surface of calcite. Ocean Science and Engineering, 1982, 7, 147- 174.

123. Fredriksson L., Garner R.J., Russell R. S. Caesium-137 / In: Radioactivity and Human Diet, ed. R. S. Russell. Pergamon Press, Oxford, UK. 1966. PP. 317-352

124. Gamble D. S. et al. Interactions of pesticides and metal ion unifying concepts. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 1994, 135, 63-91.

125. Gebhardt H., Rosemann V. Cesium und Strontium austauscheigenschaften von Marschboden (Обменные свойства маршевых почв в отношении цезия и стронция. (ФРГ)). Z. Pflanzenernhr. Bodenk, 1984; V. 147. N5. S. 592-603.

126. Girvin D. С. et al. Neptunium adsorption on synthetic amorphous iron oxyhydroxide. Journal of Colloid and Interface Science, 1991,141, 67-78.

127. Greenland D. J. and Hayes M. H. B. (eds). The Chemistry of Soil Processes. John Wiley, Chichester, 1981

128. Handley R., Overstreet R. Effects of various cations upon absorption of carrier-free caesium//Plant Physiol. 1961.V. 36. P. 66-69.

129. Hering J. G. Interaction of organic matter with mineral surfaces -effects on geochemical processes at the mineral-water interface. Advances in Chemistry Series, 1995, 244, 95-110.

130. Hird A.B., Rimmer D.L., Livens F.R. Factors affecting the sorption and fixation of caesium in acid organic soil // European Soil Sci. 1996. V. 47. P. 97-104.

131. Hird A.B., Rimmer D.L., Livens F.R. Total caesium-fixing potential of acid organic soils // J. Environ. Radioact. 1995. Vol. 26. P. 103-118.

132. Johnston J. H. and Lewis D. G. A detailed study of the transformation of ferrihydrite to haematite in an aqueous medium at 92°C. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1993, 47, 18231831.

133. Juo A.S.R., Barber S.A. The retention of strontium by soils as influenced by pH, organic matter and saturated cations // Soil Sci. 1970. V. 109. P. 143-148.

134. Lembrechts J. A review of literature on the effectiveness of chemical amendments in reducing the soil-to-plant transfer of radiostrontium and radiocaesium // Sci. Total Environ. 1993. V. 137. N1. P. 81-93.

135. Livens F.R., Loveland P.J. The influence of soil properties on the environmental mobility of caesium in Cumbria // Soil Use Mgmt. 1988. V. 4. P. 69-75.

136. Lorens R. B. Sr, Cd, Mn and Co distribution coefficients in calcite as a function of calcite precipitation rate. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1981,45, 553.

137. Mascanzoni D. Influence of lime and nutrient treatments on plant uptake of 54Mn, 57Co, 63Ni, 65Zn and 90Sr // Swed. J. Agr. Res. 1988. V. 18. N 4. P. 185-189.

138. McBride M. B. Chemisorption and precipitation of Mn2+ at CaCC>3 surfaces. Soil Science Society of America Journal, 1979, 43, 693.

139. McLaren R.C., Crawford D.V. Studies on soil copper. 1: The fractionation of copper in soils. J. Soil Sci., 1973, v. 24, pp. 162-171.

140. Metal Speciation, Theory, Analysis and Application. / Eds. Kramer J.R. and Allen H.E. -Lewis Publishers, Chelsea, 1988, pp. 155-194.

141. Nisbet A.F. (1995). Effectiveness of Soil-based Countermeasures Six moths and One Year after contamination of five diverse soil types with caesium-134 and strontium-90. NRPB-546.

142. Nisbet A.F., Wodman R.F.M. Soil-to-plant transfer factors for radiocaesium and radiostrontium in agricultural systems // Health Phys. 2000. 78(3). P. 279-278.

143. Nischita H., Romney E.M., Alexander G.V. Influence of K and Cs on release of Cs from three soils // Soil Sci., 1960. V. 89. N3. P. 167-176.

144. Nishita H., Romney E.M., Larson K.H. Uptake of radioactive fission products by crop plants // J. Agric. Food Chem. 1961. V. 9. P. 101-106.

145. Nishita H., Taylor P., Alexander G.V., Larson K.H. Influence of Stable Cs and K on the reaction of 137Cs and 42K in Soils and Clay Minerals. Soil Sci., 1962. V. 94. l3 P. 187-197

146. Noordijk H., Bergeijk K.E. van, Lembrechts J., Frissel M.J. Impact of ageing and weather conditions on soil-to-plant transfer of radiocaesium and radiostrontium // J. Environ. Radioactivity. 1992. V. 15. P. 277-286.

147. Piccolo A. et al. Interactions of atrazine with humic substances of different origins and their hydrolyzed products. Science of the Total Environment, 1992,118,403-412.

148. Pingitore M. E. and Eastman M. P. The experimental partitioning of Ba2+ into calcite. Chemical Geology, 1984,45, 113.

149. Renaud P., Maubert H. Agricultural countermeasures in the management of a post-accidental situation//J. Environ. Radioactivity. 1997. V. 35(1). P. 53-69.

150. Sanchez A. L. et al. The adsorption of plutonium IV and V on goethite. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1985,49,2297- 2307.

151. Sawhney B.L. Selective sorption and fixation of cations by clay minerals: a review // Clays and Clay Miner. 1972. V. 20. P. 93-100.

152. Schultz R.K. Soil chemistry of radionuclides // Health Phys. 1965. V. 11. P. 1317-1324.

153. Schultz R.K., Overstreet R., Barshad I. On the soil chemistry of cesium-137 // Soil Sci., 1960. V. 85. N1. P. 16-X.

154. Schwertmann U. and Cornell R. M. Iron Oxides in the Laboratory. VCH Publishers, New York, 1991

155. Schwertmann U. and Murad E. Effect of pH on the formation of goethite and haematite from ferrihydrite. Clays and Clay Minerals, 1983, 31,277-284.

156. Shaw G. and Bell, J. N. B. Competitive effects of potassium and ammonium on caesium uptake kinetics in wheat // J. Environ. Radioactivity. 1991. V. 13. P. 283-296.

157. Shaw G. and Bell, J. N. B. The kinetics of caesium adsorption by roots of winter wheat and the possible consequences for the derivation of soil-to-plant transfer factors for radiocaesium//J. Environ. Radioactivity. 1989. V. 10. P. 213-231.,

158. Shaw G. Blockade by fertilisers of caesium and strontium uptake into crops: effects on the root uptake process // Sci. Total Environ. 1993. V. 137. P. 119-133. 18,

159. Shaw G., Hewamanna R., Lillywhite J., Bell J.N.B. Radiocaesium uptake and translocation in wheat with reference to the transfer factor concept and ion competition effects // J. Environ. Radioactivity. 1992. V. 16. P. 167-180

160. Sheppard J.C., Campbell M.J., Cheng T., Kittrik J. A. Reterntion of radionuclides by mobile humic compounds and soil particles // Environ. Sci. and Technol. 1980. V. 14. N 11. P. 1349-1353.

161. Sheppard M. I. Radionuclide partitioning coefficients in soils and plants and their correlation. Health Phys., 1985, v. 49, pp. 106-111.

162. Sheppard S. C., Sheppard M. I. Impact of correlation on stochastic estimates of soil contamination and plant uptake. Health Phys., 1989, v. 57, N 4, pp. 653-657.

163. Shuman L. M. Adsorption of Zn by Fe and A1 hydrous oxides as influenced by aging and pH. Soil Science Society of America Journal, 1977,41, 703.

164. Smolders E. and Shaw G. Changes in radiocaesium uptake and distribution in wheat during plant development: a solution culture study // Plant and Soil. 1995. V. 176. P. 1-6

165. Smolders E., Kieboom L., Buysse J., Merckx R. 137Cs uptake in spring wheat (Triticum aestivum L. cv. Tonic) at varying K supply. I. The effect in solution culture // Plant and Soil. 1996. V. 181. P. 205-209.

166. Smolders E., Kiebooms L., Buysse J., Merckx R. 137Cs uptake in spring wheat (Triticum aestivum L. cv. Tonic) at varying K supply. II. A potted experiment // Plant and Soil. 1996. V. 181. P. 211-220.

167. Smolders E., Sweeck L., Merckx R., Cremers A. Cationic interaction in radiocaesium uptake from solution by spinach // J. Environ. Radioactivity. 1997. V. 34(2). P. 161-170.117

168. Smolders E., Van den Brande K., Merckh R. Concentrations of Cs and K in soil solu1tion predict the plant availability of Cs in soils // Environ. Sci. Technol. 1997. V. 31. P. 3432-3438.

169. Talibudeen O. Cation exchange in soils. In: Greenland D. J. and Hayes M. II. B. (eds.) Chemistry of soil processes John Wiley, Chichester, 1981, 115-178.

170. Taylor R. M. Some observations on the formation and transformations of iron oxides. In: de Boodt M. F. (ed.). Soil Colloids and their Associations in Aggregates. Plenum Press, New York, 1990

171. Tessier, A., Campbell, P. G. C. & Bisson, M. (1979). Sequential Extraction Procedure for the Speciation of Particulate Trace Metals. Anal. Chem., 51, 844-851.

172. Thiry Y, Vanhouche M., Van Der Vaeren S., de Brouwer S., Myttenaere C. Determination of the physico-chemical parameters which influence the Cs availability in forest soils // Sci. Tot. Environ., 1994. V. 157. P. 261-265

173. Tipping E. Modelling the binding of europium and the actinides by humic substances. Radiochimica Acta, 1993, 62, 141-152.

174. Trace element speciation: Analytical methods and problems. / Ed. Batley G.E. CRC Press. Boca Raton, FL., 1989, pp. 77-342.

175. Ulrich B. Boden und Pflanze. Ihre Wechselbeziehungen in physikalisch-chemischer Betrachtung. Von Dr. Agr. Bernhard Ulrich. Stuttgart, Enke, 1961. 114 s.

176. Valcke E. The behavior dynamics of radiocaesium and radiostrontium in soils rich in organic matter. PhDThesis , K.U.Leuven, Belgium, 1993.135pp.;

177. Van Loon, J. C. & Barefoot, R. R. (1992). Overview of Analytical Methods for Elemental

178. Speciation. Analyst, 117, 563-570.

179. Wageneers N., Camps M., Smolders E., Merckx R. Genotypic effects in phytoavaylabil-ity of radiocaesium are pronounced at low K intensities in soil // Plant and Soil. 2001. V. 235. P. 11-20.

180. Wallace A., Romney E.M., Wood R.A. The role of stable cesium on plant uptake of ce-sium-137 // Soil Science. 1982. V. 134. P. 71-75.

181. Wauters J., Sweeck L., Valke E., Elsen A., Cremers A. Availability of radiocaesium in soils: anew methodology // Sci. Total Environ. 1994. V. 157. P. 239-248.

182. Wersin Po et al. From adsorption to precipitation: sorption of Mn2+ on FeCC>3(s). Geo-chimia et Cosmochimica Acta, 1989, 53,2787-2796.

183. Young L. B. and Harvey H. H. The relative importance of manganese and iron oxides and organic matter in the sorption of trace metals by surficial lake sediments. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1992, 56, 1175-1186.

184. Zachara I. M. et al. Solubility and surface spectroscopy of zinc precipitates on calcite. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1989, 53, 9-19."2 »J

185. Zhu Y.-G. Effect of external potassium (K) supply on the uptake of Cs by spring wheat (Triticum aestivum cv. Tonic): a large-scale hydroponics study // J. Environ. Radioactivity. 2001. V. 55. P. 303-314.

186. Zhu Y.-G., Smolders E. Plant uptake of radiocaesium: a review of mechanisms, regulation and application // Journal of Experimental Botany. 2000. V. 51. P 1635-1645