ПРОСТРАНСТВЕННАЯ ДИФФЕРЕНЦИАЦИЯ СОСТОЯНИЯ И
advertisement
Министерство сельского хозяйства Российской Федерации ФЕДЕРАЛЬНОЕ ГОСУДАРСТВЕННОЕ БЮДЖЕТНОЕ ОБРАЗОВАТЕЛЬНОЕ УЧРЕЖДЕНИЕ ВЫСШЕГО ОБРАЗОВАНИЯ «РОССИЙСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ АГРАРНЫЙ УНИВЕРСИТЕТ – МОСКОВСКАЯ СЕЛЬСКОХОЗЯЙСТВЕННАЯ АКАДЕМИЯ ИМЕНИ К.А. ТИМИРЯЗЕВА» УДК 669.892.027*90:631.413.2 На правах рукописи ГАДЖИАГАЕВА РАМИЛЛА АДИМ КЫЗЫ ПРОСТРАНСТВЕННАЯ ДИФФЕРЕНЦИАЦИЯ СОСТОЯНИЯ И ПОВЕДЕНИЯ 90Sr НА АГРЕГАТНОМ УРОВНЕ ПОЧВЫ Специальность: 06.01.04 –агрохимия Диссертация на соискание ученой степени кандидата биологических наук Научный руководитель: доктор биологических наук, профессор Фокин Алексей Дмитриевич Москва 2015 ОГЛАВЛЕНИЕ ВВЕДЕНИЕ .................................................................................................................. 4 ГЛАВА I ФАКТОРЫ, ВЛИЯЮЩИЕ НА ДИФФЕРЕНЦИАЦИЮ 90 Sr В ПОЧВЕННОЙ МАССЕ ................................................................................................ 8 1.1 Источники и биологическое действие 90Sr ........................................................... 8 1.2 Формы нахождений радиостронция в почвенно-растительной системе .......... 11 1.3 Сорбция в почвах ................................................................................................. 15 1.4 Диффузия .............................................................................................................. 20 1.5 Агрегатное состояние почвы ............................................................................... 24 1.6 Роль растений в пространственной дифференциации состояния веществ на агрегатном уровне ...................................................................................................... 28 ГЛАВА II ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ .......................................... 34 2.1 Объекты исследований ........................................................................................ 34 2.1.1 Радионуклид ...................................................................................................... 34 2.1.2 Почва .................................................................................................................. 35 2.2 Методы исследований .......................................................................................... 38 2.2.1 Методы исследования агрегатного состояния почвы ..................................... 38 2.2.2 Методы исследования роли растений в дифференциации состояния радиостронция на агрегатном уровне почвы ............................................................ 41 ГЛАВА III ИССЛЕДОВАНИЯ КИНЕТИКИ СОРБЦИИ И ДИФФУЗИИ 90 Sr В ПОЧВЕ......................................................................................................................... 44 3.1 Постановка вопроса и методические подходы ................................................... 44 3.2 Изучение кинетики сорбции 90Sr почвой ............................................................ 49 3.3 Изучение скорости диффузионного перемещения 90Sr в почве ........................ 59 3.4 Обсуждение результатов...................................................................................... 65 ГЛАВА IV КОРНЕВОЕ ПОГЛОЩЕНИЕ ПОЧВЕННЫХ АГРЕГАТОВ И 90 Sr ИЗ РАЗЛИЧНЫХ ЧАСТЕЙ ИЗМЕНЕНИЕ ЕГО СОСТОЯНИЯ НА АГРЕГАТНОМ УРОВНЕ .......................................................................................... 67 4.1 Постановка проблема и методические подходы ................................................ 67 4.2 Корневое поглощение 90 Sr растениями из различных частей почвенных агрегатов ..................................................................................................................... 69 4.3 Оценка изменения агрегатного состояния почвы и 90 Sr в составе агрегатов в условиях вегетационного опыта ................................................................................ 71 4.4 Обсуждение результатов...................................................................................... 79 ГЛАВА V РОЛЬ РАСТЕНИЙ В ПРОСТРАНСТВЕННОЙ ДИФФЕРЕНЦИАЦИИ СОСТОЯНИЯ 90Sr В ПОЧВЕ НА АГРЕГАТНОМ УРОВНЕ ....................................... 82 5.1 Литературные сведения и постановка вопроса ................................................... 82 5.2 Оценка роли корней в дифференциации состояния 90Sr в почве......................... 85 5.3 Изучение распределения 90 Sr в различных группах органического вещества почвы .......................................................................................................................... 88 5.4 Обсуждение результатов...................................................................................... 91 ВЫВОДЫ ................................................................................................................... 93 ЗАКЛЮЧЕНИЕ .......................................................................................................... 95 СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ .......................................................................................... 98 ПРИЛОЖЕНИЕ ........................................................................................................ 117 ВВЕДЕНИЕ Испытание и использование ядерного оружия в конце второй мировой войны стимулировали формирование и развитие нового научного направления – агрохимии ядерных продуктов деления (Клечковский, и др., 1958; Гулякин, и др., 1973; Юдинцева, и др., 1968). В число приоритетных задач этого направления входило исследование поведения радионуклидов в системе почва-растение, а также поиск приемов эффективного снижения радиоактивных загрязнений в растения путем уровней использования поступления различных агротехнических приемов. Достижения в данной области хорошо известны. Однако со временем актуальность исследований в данном направлении только возрастала, поскольку развитие, как военного, так и мирного использования ядерной энергии сопровождалось многочисленными аварийными ситуациями с выбросом радиоактивных загрязнений в окружающую среду. Мощнейшие из этих аварий – Чернобыль-1986 и Фукусима-2011. Степень разработанности темы. С конца прошлого столетия обозначился еще один малоизученный аспект корневого поглощения веществ, включая и радионуклиды, в агрегированных почвах, связанный с гетерогенной структурой и пространственной дифференциацией содержания и состояния вещества на агрегатном уровне. Речь идет о различиях условий корневого питания из различных частей почвенных агрегатов и порового пространства почв: поверхность агрегатов и внутрипедный объем, внутриагрегатное и межагрегатное поровое пространство. Отмечаются две причины пространственной дифференциации корневого поглощения на агрегатном уровне: а) различия концентраций и химических форм элемента в указанных частях почвенного пространства и б) различия в концентрации активных поглощающих корней на поверхности агрегатов, внутри- и межагрегатном поровом пространстве. Отдельные аспекты дифференциации состояния и поведения на агрегатном уровне, применительно к радионуклидам, относительно подробно исследованы для 137 Cs и практически отсутствуют для 90 Sr (Фокин, и др., 2003). Между тем, данная проблема особенно актуальна именно для 90Sr, поскольку дозовая нагрузка на человека практически целиком формируется за счет внутреннего облучения, т.е. зависит от масштабов поступления 90Sr из почвы в растения. Нами выдвинута гипотеза о важнейшей роли растений в формировании градиентов концентрации веществ, что влияет в свою очередь на питание растений. Цель и задачи. Целью работы являлось исследование определяющих факторов формирования пространственной дифференциации состояния и поведения 90Sr на агрегатном уровне почвы. Для достижения данной цели, были поставлены следующие задачи: 1. Исследовать кинетику сорбции 90Sr почвой и оценить потенциальную возможность формирования сорбционных очагов концентрирования радионуклида на поверхности почвенных агрегатов; 2. Исследовать диффузию сорбированного 90Sr, как фактора деструкции «очагов» концентрирования данного радионуклида в почве; 3. 90 Оценить устойчивость «очагов» повышенной концентрации Sr во времени; 4. Изучить динамику изменения корневого поглощения 90 Sr, в зависимости от локализации радионуклида в почвенных агрегатах; 5. Оценить роль корней в дифференциации состояния 90Sr в почве; 6. Изучить распределение 90Sr в различных группах органического вещества почвы. Научная новизна. Впервые показана роль различных факторов (сорбция, диффузия, биологическое концентрирование) в формировании градиентов концентрации радиостронция в темно-серой лесной почве Владимирской области на агрегатном уровне. В динамике проведен анализ зависимости корневого поглощения 90Sr от его локализации в различных частях почвенных агрегатов. Проведена оценка устойчивости сохранения концентрации данного радионуклида во времени. очагов повышенной 90 Исследовано распределение вещества почвы, органического Sr в различных группах органического что позволило вещества почвы оценить в роль различных формировании очагов компонентов концентрации радиостронция. Теоретическая и практическая значимость работы. Полученные результаты, на примере 90Sr, развивают существующие представления о корневом поглощении веществ в условиях агрегированных почв. В основе этих представлений лежит не традиционная характеристика усредненного растертого образца, а реальные параметры структурно и функционально дифференцированного почвенного пространства. Химические и биологические особенности 90 Sr дают основание для экстраполяции результатов, полученных с этим радионуклидом, на ряд других биологически значимых элементов. Данное обстоятельство дает основание для выдвижения гипотезы о постоянно действующих естественных механизмах, находящихся в равновесии формирующих и разрушающих структурную основу пространственной дифференциации вещества на агрегатном уровне почвы. Зависимость корневого поглощения 90 Sr от пространственной дифференциации и состояния на агрегатном уровне дает основание для поиска путей снижения поступления данного радионуклида в растения, например, путем регулирования содержания основных «концентратов» данного радионуклида в почвах – всех основных компонентов органических веществ. Методология и методы диссертационного исследования. Работа выполнена с использованием современных методов исследований, разработанных ведущими учеными в данной области (Фокин А.Д., Торшин С.П., Кононова М.М., Шеин Е.В. и др.). Положения, выносимые на защиту: 1. Почва, как многофазная система обладает несколькими стадиями сорбции и десорбции веществ, что является причиной неравномерного распределения веществ в почве; Дифференциация состояния радиостронция на агрегатном уровне 2. почвы связана с характером распределения живой корневой массы и растительных остатков (детрита) в межагрегатном и внутриагрегатном поровом пространстве. Степень достоверности и апробация результатов. Работа выполнена с использованием современных методик и оборудования. Все результаты были статистически обработаны. Материалы исследований по теме диссертации докладывались и обсуждались на заседаниях кафедры агрономической, биологической химии, радиологии и БЖД факультета почвоведения, агрохимии и экологии РГАУ-МСХА им. К.А.Тимирязева (2012, 2013, 2014, 2015), Также результаты исследований представлялись на Международных научных конференциях: XVI Молодежные Докучаевские чтения (3-5 марта 2013г.), XVII Молодежные Докучаевские чтения (4-6 марта 2014г.), XVIII Молодежные Докучаевские чтения (2-5 марта 2015г.), Ломоносов-2013 (2-5 апреля 2013г), Ломоносов-2014 (7-10 апреля 2014г.), Ломоносов-2015 (13-17 апреля 2015г.), Конференция молодых ученых РГАУ-МСХА (4-5 июня 2013г., 3-4 июня 2014г.), Биология ХХI века (21-25 апреля 2014г.), Moses-2014 (1-11 июля 2014г.), 7th Congress ESSC (18-22 мая 2015г.), Moses-2015 (1-10 июля 2015г.). Публикации. По результатам работы опубликованы 14 печатных работ, 3 из которых в журналах, рекомендуемых ВАК. Структура и объем диссертации. Диссертация изложена на 136 страницах, иллюстрирована 26 рисунками, содержит 11 таблиц. Работа состоит из введения, 5 глав, заключения, выводов и списка использованной литературы, содержащего 192 источника, из них англоязычных 35. ГЛАВА I ФАКТОРЫ, ВЛИЯЮЩИЕ НА ДИФФЕРЕНЦИАЦИЮ 90Sr В ПОЧВЕННОЙ МАССЕ 1.1 Источники и биологическое действие 90Sr По классификации источников Алексахина ионизирующих почвенно-растительного Р.М., излучений, существуют формирующих покрова: естественные четыре группы радиоактивность радионуклиды; глобальные радиоактивные выпадения продуктов ядерных испытаний, ядерный топливный цикл (ЯТЦ); химические удобрения (в первую очередь фосфорные) и мелиоранты, используемые в сельском хозяйстве, а также зольные выбросы электростанций, работающих на каменном угле (Алексахин, 1982; Лавренчук, 1965; Поликарпов, и др., 1993). В настоящее время основным антропогенным источником загрязнения окружающей среды радионуклидами являются аварийные ситуации на предприятиях ядерно-топливного цикла. На рисунке 1 показано расположение атомных электростанций мира. По данным МАГАТЭ на данный момент в мире эксплуатируются 191 АЭС (рис. 1), включающие 437 действующих энергоблоков (IAEA, 2015). С начала эксплуатации ядерной энергетики (1952 г.) произошло 24 аварийных события (Rogers, 2011), из них 9 по шкале МАГАТЭ INES превышает INES 4, что соответствует риску облучения населения (МАГАТЭ, 2010). Следовательно, эксплуатация атомных электростанций является в настоящее время главным риском загрязнения окружающей среды радионуклидами, необходим постоянный мониторинг на всех стадиях ядерно-топливного цикла. Исследования распределения радионуклидов в результате аварий показали, что загрязнения отличаются пространственной неоднородностью (Пристер, 2008; Steinhauser, et al., 2014; Friedman, 2011; Gralla, 2014; Репях, и др., 2000). Данное обстоятельство способствуют дифференциации концентраций веществ, как на глобальном уровне, так и в почвенном пространстве. Рисунок 1 – Расположение атомных электростанций мира (IAEA, 2015) 10 Радиоактивный стронций относится к биологически значимым радионуклидам и характеризуется высокой токсичностью (Троицкий, и др., 1958; Wehrden, 2012; Lelieveld, et al., 2012; Hasegawa, 2015). Его доля в глобальном радиоактивном загрязнении внешней среды и облучении населения значительна (Моисеенко, 2013; Балонов, и др., 1996; Кутьков, и др., 1996). Это объясняется тем, что по физико-химическим свойствам радиостронций является аналогом кальция и в биологических и геохимических процессах его антагонистом и спутником (Павлоцкая, и др., 1964; Ширшова, 1973; Гольцев, и др., 1969). Известно, что 90 Sr поступает в организм человека в основном с загрязненными продуктами на 70-90% (Тихомиров, и др., 1987). Также возможно ингаляционное поступление (5-20%) и поступление через раневые и ожоговые поверхности (5-10%). Кинетика выведения описывается суммой трёх экспонент: 73, 10 и 17 % с периодом соответственно 3, 44 и 4000 суток. Быстро выводящийся компонент отражает выведение нуклида из мягких тканей, медленно выводящий из скелета (Synhaeve, 2014; Василенко, и др., 2002; Dimović, и др., 2013). Первостепенными источниками радиостронция в продуктах питания человека являются почва и растения (Bruce, и др., 1966; Скрябин, 1971; Todd, 1965). В связи с этим, необходим контроль радиоактивности, как почв, так и растений, начиная с момента поступления этих радионуклидов на поверхность почвенно-растительного покрова (Тихомиров, и др., 1987; Куликов, и др., 1990). К настоящему времени разработаны количественные модели и оценены параметры аэрального загрязнения растительного покрова наиболее важными в радиологическом отношении нуклидами (Архипов, и др., 1978). Представляет интерес изучение усвоения радиостронция из почвы, что определяется его биологической доступностью и прежде всего растворимостью, агрохимическими свойствами почвы, видом растений. Особое значение имеет содержание в почве обменного кальция (Beckett, 1964; Haratake, 2012). При оценке уровней загрязнения используют отношение 90 Sr : Са, выраженное в стронциевых единицах (1 СЕ = 1пКи 90Sr на 1 г Са или 37 мБк Sr на 1 г кальция). Накопление достигает 300 ÷ 1000 пКи на 1 м2. В больших количествах стронций 11 накапливается в бобовых, корнеплодах, и в меньшей мере (в 3-7 раз) в злаковых (Иванов, и др., 2014). Ограничение поступления радиоактивного стронция в биологические и пищевые цепи, в частности снижение накопления радиостронция в сельскохозяйственных растениях, представляет одну из наиболее актуальных проблем современной сельскохозяйственной радиобиологии и радиоэкологии (Баранова, и др., 1985; Богдевич, и др., 2006; Корнеев, и др., 1977). Проблема ограничения поступления радиоактивного стронция в продукцию растениеводства решается несколькими путями (использование различных приемов обработки загрязненной почвы, применение удобрений, внесение различных химических соединений), направленными на уменьшение перехода радиостронция в сельскохозяйственные растения (Пристер, и др., 1991; Фокин, и др., 2010). 1.2 Формы нахождений радиостронция в почвенно-растительной системе Для понимания состояния, процессов миграции, трансформации веществ, происходящих в природной системе, необходимо знание физико-химических форм исследуемых элементов. Физико-химические формы в значительной степени определяют характер и динамику распределения веществ в экосистемах (Романов, 2014; Vyacheslavovna, et al., 2014; Яшин, и др., 2001). Например, в экспериментах с искусственным загрязнением растений и при проведении испытательных ядерных взрывов установлено, что при осаждении радионуклидов в составе жидких выпадений степень удерживания их растениями значительно выше, чем при выпадении в составе твердых частиц (Hungate, и др., 1960; Miller, 1965; Russell, 1966). Физико-химические свойства веществ используются в агрохимических службах для определения наиболее подходящих форм удобрений в зависимости 12 от условий, необходимых для питания тех или иных культур (Прянишников, 1940; Минеев, и др., 2004; Макаров, 1969; Клевке, и др., 2013). Исследования в области изучения химических форм радиоактивных загрязнений показали, что отличительной особенностью является многообразие химических форм радионуклидов, как в атмосферных выпадениях, так и в почвенно-растительных комплексах и водных объектах (Kersting, и др., 1999). Среди многообразия форм состояний радиостронция в природных средах с точки зрения прогнозирования их распространения и поведения в окружающей среде, прежде всего, выделяют водорастворимую, обменную, подвижную и необменную формы (Павлоцкая, 1974; Коноплев, и др., 1988). В работах Круглова С.В. показано, что на начальном этапе попадания радионуклидов в почву, их формы не зависят от свойств почв, а определяются только удаленностью территории от источника загрязнения (Круглов, 1997). Однако, радиоактивных известно, что выпадений в со временем, почву они после поступления подвергаются частиц физическому и химическому разрушению; радионуклиды, находящиеся в их составе, переходят в почвенный раствор, вступают в сложное динамическое взаимодействие с ППК, почвенной биотой, органическим веществом и т.п. (Щеглов, и др., 1996; Тюрюканова, 1979). Результатом этого взаимодействия является образование радионуклид-органических соединений, поступление части радионуклидов в почвенный раствор, фиксация их в кристаллических решетках глинистых минералов, поглощение ППК (Алексахин, и др., 1976; Щеглов, 2000). Данные процессы направлены на стабилизацию состояния радионуклида в экосистеме, т.е. на установление относительно стабильных соотношений между формами радионуклидов, биогеохимический стабилизацию цикл каждого главных потоков, радионуклида, и составляющих выравниванию противоположно направленных потоков (Фокин, и др., 2010). Существенная доля долгоживущих радионуклидов, к числу которых относится радиостронций (Т1/2=28,8 лет), попадает в окружающую среду в виде топливных частиц (необменная форма), другая часть — в виде образовавшихся в 13 атмосфере в результате процессов конденсации, аэрозольных частиц в различных временных условиях (водорастворимая форма) (Тихомиров, и др., 1987). По данным Бобовниковой Ц.И. и др., для радиостронция после его попадания на почву не происходит существенного перераспределения подвижных и неподвижных форм. Время выщелачивания 90Sr из топливных частиц составляет от 280 сут. до 6,7 лет в зависимости от типа почв. Водорастворимая фракция выпадений переходит в основном в обменное состояние. Нерастворимая же часть выпадений остается первое время в неизменном виде и не принимает участия в процессах обмена с водорастворимыми компонентами почвы (Бобовникова, и др., 1990). Поступление радиостронция из атмосферы в водорастворимом состоянии, а также содержание в почве в ультрамикроконцентрациях, обусловливает специфику его взаимодействия с органической и минеральной частью почв (Клечковский, и др., 1958; Павлоцкая, и др., 1973). При изучении закономерностей загрязнения растений глобальными выпадениями радиоактивных веществ из атмосферы показано, что значения коэффициентов пропорциональности между плотностью загрязнения территории и содержанием радионуклидов в урожае выше, чем при загрязнении непосредственно почвы, и корневом поглощении из почвы (Федоров, и др., 1969; Bruce, и др., 1966). Данное обстоятельство свидетельствует о важной роли растений в трансформации радионуклидов в водорастворимые формы. Представляют интерес результаты опытов, проведенных с целью выяснения роли корневых систем растений в процессах перехода радиостронция из одного состояния в другое. Результаты опытов с дерново-подзолистой почвой показали дифференциацию в содержании различных форм радиостронция в ризосфере и в почве, относительно освобожденной от корней. Приведем некоторые результаты данных опытов: содержание водорастворимой фракции радиостронция в ризосферном пространстве опытного растения (клевер) составило 44%, обменной – 56%, необменной – 0%, а в почве, освобожденной от корней, результаты составили 16, 66 и 18% соответственно (Павлоцкая, и др., 1964). Данные 14 свидетельствуют о значительной роли корней в состоянии радиостронция в системе – почва-растение. Исследование прочности связи 90 Sr на различных глубинах показало, что радионуклид, проникший на глубину 5—20 см, обладает большей подвижностью, увеличивается закреплении доля водорастворимой фракции, что свидетельствует о 90 Sr растительными о органическими компонентами почвы (табл. 1) (Пристер, и др., 1990). Таблица 1 – Распределение радионуклидов по профилю почвы и степень извлечения их различными десорбентами (Пристер, и др., 1990) Извлечено, % от содержания в слое Глубина Содержание, образца, % от запаса см в слое 0-5 91,5 0,1 5-10 5,2 10—15 1 н. Н2О Конц. 1 н. HCl 6 н. HCl 13,7 30,7 41,0 100 3,6 44,1 76,2 66,4 100 1,7 6,6 53,2 97,4 48,9 100 15-20 1,1 5,6 35,9 99,1 58,2 100 20—25 0,4 9,7 52,7 96,4 43,2 100 25-30 0,1 24,0 44,0 88,0 49,2 100 СН3СООNH4 Изучение особенностей распределения HCl+HNO3 90 Sr в зоне выпадений в результате аварии на Чернобыльской АЭС показало, что с увеличением расстояния от источника, радиостронций присутствует в основном в водорастворимой и обменной формах (Щеглов, 2000). Данное обстоятельство подтверждает положение о включении веществ в биогеохимические циклы и распространении в результате лесных пожаров, в частности для радиостронция (Лурье, 2010). Таким образом, наиболее актуальным является изучение поведения водорастворимых и обменных форм радиостронция. Попадая в почву, 15 водорастворимая форма переходит в обменное состояние, следовательно, радионуклид находится в наиболее доступной форме для поглощения растениями и миграции в почвенном профиле (Бондарь, и др., 2000). Также изучение поведения водорастворимых форм является актуальным с точки зрения агрохимии, т.к. удобрения выпускаются в основном в водорастворимых формах для увеличения доступности растениям биофильных элементов (Ягодин, и др., 2002). 1.3 Сорбция в почвах Сорбция веществ является одной из основных биогеоценотических функций почвы (Добровольский, 2008). Рассмотрим основные сорбционные свойства почв. Следствием развития известного положения о почве, как «многокомпонентной, многофазной системе» (рис. 2) (Докучаев, 1883), является представление о почве, как полифункциональном сорбенте. Данный факт сказывается на поведении в ней растворимых веществ вообще и ионов радионуклидов в частности. Рисунок 2 – Основные компоненты почвы 16 Первые работы, посвященные изучению сорбционных свойств почв, связаны с именами таких выдающихся ученых, как Гедройц К.К., Сабанин А.Н., Никольский Б.П., Гапон Е.Н., Антипов-Каратаев И.Н. и др. (Сабанин, 1909; Гедройц, 1922; Антипов-Каратаев, 1933; Никольский, 1934; Гапон, 1934). Ими была сформулирована концепция сорбции веществ, выделены различные сорбционные группы, участвующие в данном процессе. Учение о поглотительной способности почвы позволило прогнозировать поведение веществ в почве, как биофильных элементов, так и токсикантов (Горбунов, 1948; Sparks, 2003). Полифункциональность почвы, как сорбента приводит к дифференциации концентрации веществ в различных почвенных компонентах (Соколова, и др., 2009). В таблице 2 представлены основные сорбционные комплексы почв и их свойства. Основным свойством почвы как сорбента, характеризующего количество вещества, удерживаемое почвой, является емкость поглощения (Robertson, et al., 1999). Данная величина зависит от агрохимических характеристик почвы, например таких, как рН среды, содержание органического вещества (Орлов, 1992). В таблице 2 видно, что разные компоненты твердой фазы почвы – вторичные глинистые минералы, простые соли, оксиды и гидроксиды, растительные остатки и продукты их трансформации типа детрита, гумусовые вещества и их органоминеральные производные имеют различные функциональные группы, способные связывать вещества (Афонина, и др., 1982; Тихомиров, и др., 1982; Соколова, и др., 2009). Причем емкость поглощения также сильно варьирует в пределах одних сорбционных комплексов почв. Емкость поглощения нельзя рассматривать как сумму различных сорбционных компонентов, т.к. существует взаимодействие между ними. Например, соединения железа и марганца могут образовывать пленки на поверхности почвенных агрегатов, вследствие чего уменьшается количество доступных сорбционных групп (Соколова, и др., 2009; Ладонин, 2002). Данное обстоятельство существенно осложняет возможность прогноза поведения веществ в такой сложной системе как почва. 17 Таблица 2 – Характеристика сорбционных комплексов почв Сорбционные комплексы Функциональные Связываемые Тип сорбционного группы вещества взаимодействия почв Емкость поглощения ммоль экв/100 г Катионы Глинистые минералы Анионы [(Si02)n-1 AlO2]- Механическая Нейтральные Физическая Органические Обменная 2-5, 80-120 вещества Минералы ≡FeOH2 + оксидов и ≡FeO- Катионы Обменная ≡SiOH0 Анионы Физическая гидроксидов Fe, Al, Si 25-100 Al(OH)2 +0,5 Неспецифиче –ОСН3 ские –СООН Катионы Обменная органические –ОН Анионы Физическая соединения –NH2 Катионы Обменная Анионы Физическая 40-60 –ОСН3 –СООН Специфическ –ОН ие гумусовые –NH вещества –NH2 180-670 =C=О =SH К настоящему времени накопилось большое количество экспериментальных работ интегральной оценки компонентов почвы в сорбции различных веществ (Головкин, и др., 1976; Ладонин, 2003; Wen, и др., 2012; Кононенко, и др., 2007; Каблова, и др., 2013). Большой интерес представляют работы по изучению сорбции в почвах с участием органических соединений. Органическое вещество почв представляет собой гетерогенную смесь собственно гумусовых веществ, разнообразных неспецифических органических соединений и растительных остатков разной степени разложения (Кононова, 1963; Александрова, 1980; 18 Ершов, 2004). Значительная часть этих соединений относится к полиэлектролитам и характеризуется полидиперсностью, полифункциональностью, и наличием в структуре гидрофильных и гидрофобных фрагментов (Орлов, 1992; Соколова, и др., 2009).В основном многие работы посвящены изучению влияния содержания гумуса в сорбции веществ почвой (Петров, В.Г.; Шумилова, М.А.; Лопатина, М.В.; Александров, В.А., 2012; Sun, et al., 2012). Однако существует ряд фактов, свидетельствующие о важной роли низкомолекулярных фракций органического вещества в сорбции радиостронция (Павлоцкая, и др., 1973). Например, результаты исследований Агапкиной Г.И. показали, что радиостронций присутствует преимущественно во фракции неорганических соединений (19-100%), а также низкомолекулярной фракции органических веществ (MMw=350-500). Полученные результаты могут служить теоретическим обоснованием более высокой подвижности 90 Sr в почвенном профиле по сравнению с другими радионуклидами (Агапкина, 2002; Бочкарев, и др., 1964). Поскольку преобладающим механизмом поглощения 90 Sr твердой фазой почв является ионный обмен, аналогично адсорбции стабильного Sr и Са, то сорбция 90 Sr твердой фазой почв зависит от присутствия макроконцентраций катионов в растворе (Тимофеев-Ресовский, и др., 1966; Кокотов, и др., 1961). Установлен следующий ряд влияния конкурирующих катионов на сорбцию 90 Sr твердой фазой почв: А13+> Fe3+ >Ва2+ > Са2+ > Mg2+ > К+ > NH4+ > Na+ (Алексахин, и др., 1992). Исследования миграции 90Sr методом лизиметров показали, что поглощение радионуклида в основном определяется органическим веществом почвы, содержащимся преимущественно в верхней части почвенного профиля (табл. 3) (Тихомиров, и др., 1990). Следовательно, при перемещении почвенного профиля ожидается увеличение интенсивности 90 Sr вглубь вертикальной миграции и уменьшение поглощения данного радионуклида почвой, что подтверждается опытами Ф.А. Тихомирова. Анализ лизиметрических вод в сезонной динамике показали, что максимум выноса радионуклидов приходится на летние месяцы. Увеличение концентрации радионуклидов в жидкой фазе почв 19 обусловлено усилением биологической активности почв в данный период, а наибольший вынос совпадает с максимумом количества осадков (Израэль, и др., 1988). Таблица 3 – Вертикальное распределение радионуклида 90Sr (Тихомиров, и др., 1990) Вертикальное распределение: по профилю почв смешанного леса Глубина, см по профилю почв соснового леса Содержание радионуклида по профилю почвы, % Вынос в лизиметры, % от суммарного количества радионуклидов Содержание радионуклида по профилю почвы, % Вынос в лизиметры, % от суммарного количества радионуклидов 0-5 99 0,15 97,4 0,6 5-10 0,6 0,04 2,3 0,2 10-20 0,2 0,07 0,3 0,1 20-30 0,1 0,04 - - Представляют также интерес исследования Юдинцевой Е.В. различных фракций гранулометрического микроколичеств радиостронция. состава почв и гумуса в поглощении По полученным результатам почвенные фракции, в которых гумус был разрушен перекисью водорода, меньше поглощали радиостронция. Существенной также оказалась разница в накоплении радиостронция в урожае растений под влиянием механических частиц разного размера, а также частиц одного и того же размера, но выделенных из различных почв. Отмечена корреляция состава и свойств фракций гранулометрического состава с поглощением радионуклида растениями. Илистые фракции наиболее сильно снижают доступность радиостронция растениям, так как обладают большой емкостью поглощения, высоким содержанием гумуса и обменного кальция. В работах отмечено также, что поступление радиостронция в растения 20 находится в довольно тесной обратной корреляционной зависимости с содержанием гумуса и обменного кальция во фракциях. Коэффициенты корреляции между этими параметрами составляют соответственно – 0,680 и 0,737 (Юдинцева, и др., 1968). Таким образом собрано довольно много как фактического материала, так и разработаны теоретические положения по сорбции веществ в почве, в частности и в отношении радиостронция. 1.4 Диффузия Известно, что факторами, обуславливающими миграцию веществ в почвах, являются: диффузия свободных и адсорбированных ионов; конвективный перенос с инфильтрационными потоками влаги в виде ионов, коллоидов или тонкодисперсных твердых частиц; перенос по корневой системе растений; перемещение почвенной фауной; перемешивание почвы при антропогенном воздействии (Щеглов, 2000; Novikov, et al., 2006; Штирц, и др., 2013; Шеин, и др., 2002). То есть миграция веществ в почвенном профиле является сложным процессом, для точного описания которого необходимо исследование, как отдельных вышеперечисленных механизмов, так и их интегральных характеристик, свидетельствующих о динамике профильного распределения радионуклидов в почвах (Гудзенко, и др., 1993). Исследования такого фактора дифференциации веществ в почве, как диффузия, показали, что диффузия направлена на гомогенизацию распределения веществ. При описании диффузии ионов в такой среде, как почва, необходимо учитывать ее гетерогенность, пористость и способность адсорбировать перемещающиеся в ней ионы. Имеющиеся в литературе работы, посвященные теоретическому анализу диффузии ионов в почвах, подверженных гомогенизации, показали возможность применения к данному процессу законов диффузии – уравнение Фика (Прохоров, 1981; Фрид, 1970). 21 Диффузия веществ в почве определяется наличием градиента концентрации вещества. В почве, где часть ионов находится в адсорбированном состоянии, а часть - в растворе, процесс диффузии каждого отдельного иона складывается из последовательных процессов медленной диффузии в адсорбированном состоянии, переходе его в раствор в результате ионного обмена, более быстрой диффузии в растворе и перехода иона вновь в адсорбированное состояние (Чертов, и др., 1978; Прохоров, 1981). В процессе диффузии поведение катионов и анионов, составляющих соль, оказывается различным (Мельникова, и др., 1965). Большинство почв обычно не обладают значительной способностью адсорбировать анионы (за исключением фосфат-ионов) (Вильдфлуш, и др., 1971). Поэтому при внесении во влажную почву легко-диссоциирующей соли ее анионы будут свободно диффундировать в жидкой фазе. Присутствие твердой фазы будет сказываться главным образом в образовании геометрических препятствий для диффузии анионов, а также при наличии достаточно мощного двойного электрического слоя в существовании в жидкой фазе почвы нерастворяющего объема. В то же время внесенные катионы в процессе диффузии непрерывно обмениваются с катионами, адсорбированными на поверхности твердой фазы. Поэтому катионный состав диффундирующего вещества претерпевает тем большие изменения, чем выше обменная емкость системы, чем меньше количество внесенной соли и чем больше состав первоначально адсорбированных почвой ионов отличается от состава внесенной соли. Анионный же состав вещества остается неизменным, если анион не способен взаимодействовать с твердой фазой почвы (Гилис, 1935). Поэтому о диффузии макроколичеств солей судят обычно по диффузии анионов. Если катионная емкость обмена системы настолько мала по сравнению с содержанием соли в растворе, что ионообменную адсорбцию катионов можно не учитывать, то диффузии катионов практически будет мало отличаться от диффузии анионов. Другой случай, когда катионный состав диффундирующей соли не меняется, - это самодиффузия, т. е. диффузия в гомоионной системе, где в 22 обменно адсорбированном состоянии находятся те же катионы, которые входят в состав диффундирующего вещества. Во всех остальных случаях индикатором диффузионного перемещения макроколичеств солей могут служить только их анионы, либо использование метода изотопных индикаторов (Прохоров, и др., 1965). В большинстве почв 90 Sr находится в адсорбированном состоянии (80-97% от общего количества), поэтому, основная доля диффузионного потока 90 Sr обусловлена адсорбированными ионами (Булгаков, и др., 2001; Кузнецов, и др., 1990). Исследования миграции радиостронция показали, что существуют множество факторов, влияющие на диффузию радионуклида (Ефремов, и др., 2005). Особый интерес представляет изучение влияния органического вещества почвы на скорость диффузии. Экспериментально доказано, что данное влияние весьма значительно. Конкретными примерами могут служить опыты Прохорова, результаты которых доказали, что сжигание органического вещества чернозема (первоначальное содержание 6,8%) увеличило коэффициент диффузии D радистронция в 6,7 раза а прибавление 5% аммониевых солей гуминовых кислот в "сожженную" почву уменьшило D в 5 раз. Изменение содержания солей гуминовых кислот в кварцевом песке (часто представляющем основной минерал в подзолистых почвах) от 2 до 6% изменяет D в 3,8 раза. Таким образом, полученные данные показывают, что различия в подвижности в разных типах почв в значительной степени определяются различиями в содержании и составе органического вещества (Прохоров, и др., 1966). Представляет интерес уравнение, учитывающее диффузию, полученное Ефремовым и сотрудниками (Ефремов, и др., 2005): С о t 2 k Dx Co х 2 Co Co , (1) 23 где Со - концентрация ионов радионуклидов в водном растворе в момент t в точке с координатой х; Dх - коэффициент диффузии радионуклидов по профилю; k - коэффициент, учитывающий неоднородность потока диффузии из-за изменения сечения; - константа скорости сорбции радионуклидов твердой фазой почвы; - константа поглощения радионуклидов корневой системой растений. В данном уравнении учитываются процессы сорбции твердой фазой почвы и корнями растений для почвенного раствора, что позволяет более точно прогнозировать процессы диффузии радионуклида. Значения диффузионных коэффициентов для 90 Sr, полученные в экспериментах многими исследователями, составляют в среднем (2-46)·10-8 см2/с (Белова, и др., 1971; Прохоров, 1981). Таким образом, скорость диффузии в почвах крайне мала. Незначителен и перенос радионуклидов с вертикальным внутри почвенным стоком, в песчаных почвах на глубине более 30 см он не превышает десятой доли процента в год от плотности загрязнения (Тихомиров, и др., 1990). В черноземах эта величина должна быть еще меньше, поскольку она находится в прямой зависимости от количества свободной гравитационной влаги в почве, которое, как известно, здесь невелико (Шеин, и др., 1997). Идентичность физико-химической природы выпадений на территориях с черноземными и дерново-подзолистыми почвами (Тульская, Брянская обл.) свидетельствует, что повышенная миграция радионуклидов в черноземах также не может определяться различиями в растворимости радионуклидых выпадений. Таким процессом может являться биогенная миграция, поскольку наиболее интенсивное перемещение в этих почвах наблюдается, в основном, в 0-10-сантиметровой толще, где трансформация растительных остатков максимально выражена. В более глубоких слоях (глубже 10 см) динамика запасов органического вещества практически незначима (Щеглов, 2000). 24 Рисунок 3 –Зависимость кажущегося коэффициента диффузии 90Sr от глубины в почвенном профиле (Прохоров, 1981) Из рисунка 3 видно, что коэффициент диффузии радиостронция достигает максимальных значений на глубине 0-15 см, что возможно является следствием увеличения скорости диффузии радионуклида в ризосферном пространстве, за счет корневых выделений. Из представленного выше материала видно, что скорость миграции радиостронция за счет диффузии едва ли может влиять на профильное распределение веществ в почве. Однако, данной скорости более чем достаточно для разрушения градиентов концентрации веществ на агрегатном уровне почвы, когда величина перемещения измеряется миллиметрами или долями миллиметров. 1.5 Агрегатное состояние почвы Исследования агрегатного состояния почвы, как фактора дифференциации веществ, обусловлено тем, что почва является не тонкодисперсным природным 25 телом, а обладает уникальной структурой, состоящей из агрегатов разной формы и размеров (Шеин, и др., 2002). Данная структурированность почвы обуславливает возможность пространственной дифференциации веществ. Со времени учения В.Р. Вильямса, исследования в области агрегатного состояния почвы стали неотъемлемой частью изучения состояния почвенного покрова. В.Р. Вильямс был одним из первых почвоведов, кто обратил серьезное внимание на существенные различия условий и процессов, имеющих место на агрегатном уровне почв. Он акцентировал внимание, прежде всего, на различиях окислительно-восстановительных условий и режимов, связанных с деятельностью микроорганизмов и превращениями органических веществ. Следствиями этих различий являлось формирование механической прочности и устойчивости агрегатов во времени, а также различия в составе и свойствах почвенной массы на поверхности и внутри почвенного агрегатов (Вильямс, 1939). Результаты исследований микробиологических, физико-химических и химических процессов, происходящих на агрегатном уровне почв, показали, что накопление питательных элементов, размножение микроорганизмов в почвенных агрегатах совершается по-разному, в зависимости от диаметра почвенных агрегатов, типа почвы. В различных слоях почвенных агрегатах также наблюдаются различия в накоплении питательных элементов, в результате процессов, происходящих на поверхности и внутри почвенных агрегатов (ТягныРядно, 1962; Six, et al., 2004). Различия также зависят от взаимодействия мигрирующих в почве растворов с поверхностью агрегатов и внутрипедной массе (ВПМ). Водная миграция в почвах происходит преимущественно в межагрегатном поровом пространстве, и вещества почвенных растворов мало влияют на ВПМ. Наиболее убедительное проявление такого механизма показано на примере формирования кутан сложного состава на стенках трещин и миграционных каналов в иллювиальных горизонтах текстурно-дифференцированных почв подзолистого типа. Высокий уровень дифференциации химического состава почвенных кутан и внутрипедной массы почв был показан В.О. Таргульяном и сотрудниками для 26 иллювиальных горизонтов текстурно-дифференцированных почв подзолистого типа (Бронникова, и др., 2005). В результате разложения гумуса и других органических соединений, питательные для растений элементы накапливаются не только в почвенном растворе межагрегатного пространства, но и в агрегатах разного диаметра. Впервые на это обратил внимание (Соколов, 1950). В конце прошлого века возник еще один аспект проблемы дифференциации состава и свойств почвы на агрегатном уровне в связи с расширяющимися масштабами аэральных загрязнений территорий (Алексахин, 1982; Плеханова, 2000). Появилось несколько работ, в которых показано наличие высоких градиентов концентраций различных токсичных веществ, включая и радионуклиды, между поверхностью почвенных агрегатов и внутрипедной массой (Фокин, и др., 1970; Horn, 1987; Kayser, et al., 1994; Климова, 2005; Douglas, и др., 1982; Van, 1950). Формирование градиентов концентраций обусловлено тем обстоятельством, что первичное взаимодействие поступающих в агрегированную почву веществ, происходит преимущественно с поверхностью агрегатов, на которой эти вещества закрепляются на более или менее длительное время в зависимости, во-первых, от прочности их сорбционного закрепления и, во-вторых, от скорости переагрегирования почвенной массы, т.е. от устойчивости агрегатов во времени. Таким образом, степень выраженности дифференциации состава и свойств почвы на агрегатном уровне для любых веществ существенно зависит от скорости разрушения и новообразования агрегатов (Келлерман, 1959; Хан, и др., 2007). Следствием данного положения, является интерес к работам, посвященным исследованию стабильности почвенных агрегатов. Большинство работ указывают на тесную корреляцию между стабильностью агрегатов и гранулометрическим составом почв. Результаты исследований показали, что увеличение содержания илистой фракции соответствует увеличению стабильности почвенных агрегатов, при этом в глинистых почвах основную функцию выполняют характеристики глинистого вещества, такие как минералогический состав и состав поглощающего 27 комплекса (Akaigbo et al., 1999; Mulla et al., 2001). В последних работах (Veihe, 2002) отмечается, что в практических целях рациональнее оценивать зависимость стабильности агрегатов от содержания песчаной фракции, при этом наблюдалась отрицательная корреляция стабильности агрегатов и содержания песка. На позитивное влияние присутствия органического вещества почвы на стабильность агрегатов указывали многие исследователи (Милановский и др., 2005; Mulla et al., 2001). В то же время отмечалось, что агрегирующее действие органического вещества выражено более ярко в почвах лёгкого гранулометрического. Ряд авторов (Градусов,1998; Mulla et al., 2001) подчёркивают существенный вклад минералогического состава илистой фракции в формировании стабильных агрегатов почвы: согласно авторам, наиболее стабильные агрегаты формируются в почвах с преобладанием каолинита, в то время как почвы, содержащие преимущественно смектиты и иллиты, оказываются менее стабильными. В то же время последние данные показывают (Милановский, и др., 2005), что степень устойчивости агрегатов зависит не столько от минералогического состава почв или содержания органического вещества по отдельности, сколько от их совместного взаимодействия. Неравномерность распределения веществ на агрегатном уровне в корнеобитаемом пространстве почвы не может не оказывать влияния на поглощение этих веществ корнями растений (Милановский, и др., 2003). Размеры этого влияния будут определяться степенью выраженности дифференциации, зависящей, как уже говорилось, от устойчивости агрегатов во времени. Следовательно, можно предполагать наличие тесной связи между корневым поглощением веществ из различных частей почвенных агрегатов и устойчивостью последних. Ранее влияние агрегатного состава в миграции радионуклидов, рассматривался исследователями в основном, как фактор, определяющий ветровую эрозию, возможность задерживания частиц, т. е. степень подвижности в процессе перемещения вдоль поверхности почвы (Пристер, и др., 1990). Однако результаты исследования радиоавтографов вертикальных срезов с почвенных 28 колонок, загрязненных 137 Cs, показали, что первичное сорбционное взаимодействие радионуклидов с агрегированными почвами происходит не со всей почвенной массой, а только с поверхностью почвенных агрегатов, что не может не оказывать влияния на поступление радионуклидов в растения (рис. 4) (Фокин, и др., 2010). Рисунок 4 –Первичное распределение 137Cs на поверхности почвенных агрегатов. Радиоавтографы вертикальных срезов с почвенных колонок ненарушенного сложения (Фокин, и др., 2010) 1.6 Роль растений в пространственной дифференциации состояния веществ на агрегатном уровне Высшие растения, являясь первичными продуцентами, обеспечивают нормальное функционирование почвенных микроорганизмов и, таким образом, косвенно влияют на различные микробиологические процессы, протекающие на поверхности почвенных агрегатов и формирующие дифференциацию состава почв на агрегатном уровне (Аристовская, 1980; Травлеев, и др., 2008; Мишустин, 1972). Однако ряд фактов дают основание предполагать, что корневые системы могут оказывать прямое воздействие на формирование пространственной 29 дифференциации состояния вещества на агрегатном уровне (Самсонов, и др., 1979; Порядкова, и др., 1965; Куликов, и др., 1971; Tisdall, и др., 1979). Известно, что корневая система растений не только свободно распространяется в почве между агрегатами, но и опутывает последние своими мелкими волосками, но одни из них обволакивают поверхность агрегатов, а другие проникают вглубь, пронизывая их насквозь. Естественно, что этот процесс взаимодействия корней с почвенным агрегатом обусловливается неодинаковым минерального состава его внутреннего и внешнего слоев, различным качеством н количеством питательных элементов, содержащихся в них (Тягны-Рядно, 1962). Результаты исследований Дерягина Б.В. и др. показали, что решающая роль в формировании макроагрегатов принадлежит свежему органическому веществу, а также процессам иссушения-увлажнения и действию корневых систем (Дерягин, и др., 1967). Это воздействие реализуется, прежде всего, для элементов и соединений с высокими значениями коэффициентов накопления (Кн), значительно превышающих 1, т.е. для веществ, концентрации которых в растительных тканях и корнях в разы превышают концентрации в почвенной массе. Таких веществ и элементов достаточно много, как среди биофильных элементов, так и загрязняющих веществ (Ладонин, 2002; Кабата-Пендиас А., 1989; Поляков, и др., 1968; Санжарова, 1997; Смирнов П.М., 1982; Negri, et al., 2000). Отдельные примеры приведены в таблице 4. Особенно велики различия в концентрациях элементов между почвой и растениями, если сравнивать концентрации не валовых, а подвижных форм. Представляется, что для формирования состояния элемента под влиянием корней растений значение имеют именно подвижные формы элементов (Пшебельский, и др., 1969; Потатуева, и др., 2001; Серегина, и др., 2013). Механизмы формирования пространственной дифференциации веществ на агрегатном уровне под влиянием растений представляются следующим образом. Корни, обогащенные по сравнению с почвенной массой каким-либо элементом, локализуются в межагрегатном пространстве почвы и во внутриагрегатных порах. 30 Отдельные продукты микробиологического разложения и гумификации отмершей корневой массы диффундируют к поверхности агрегатов и стенкам пор, удерживаются на них за счет различных адгезионных механизмов, формируя их вещественный состав. Возможно, что на состав и свойства поверхности агрегатов и стенок пор оказывают влияние и корневые выделения растений. Таблица 4 – Концентрации некоторых элементов в почве и в биомассе корней (мг/кг) и коэффициенты накопления Концентрация в почве* Коэффициенты накопления Концентрация Элемент Валовая Подвижная в корнях По валовому По содержанию в подвижным почвах формам N (5-50)10 2 50-250 (5-30)10 3 1-60 20-600 Р (5-30)10 2 30-150 (0,5-10)10 3 0,3-20 7-70 К (1-3)10 4 50-200 (0,4-10)10 3 0,1-0,4 8-200 Zn 20-100 2-10 20-200 0,2-10 2-100 Cs 1-10 n10 -4 3-40 0,3-40 (3-40)10 4 n10 -8 n10 -9 (1-500)10 -8 0,1-50 0,1-50 150-700 n10 -2 30-50 0,04-0,30 (3-5)10 3 n10 -8 n10 -8 (1-300)10 -8 1-300 1-300 137 Cs Sr 90 Sr Примечания: 1.* За исключением аномально высоких и низких значений. Принимаем, что 137 Cs и 90Sr из аэральных выпадений глобального типа до взаимодействия с почвой находятся в формах, доступных для растений. 2. Концентрации радионуклидов рассчитаны для низких уровней загрязнения почв. Модели миграции радионуклидов в почве разрабатываются уже давно, как в рамках мониторинговых исследований почв вокруг предприятий ядерно- 31 топливного цикла, так и при изучении последствий ядерных испытаний. Идентичные модели известны и для миграции питательных веществ в целом, в том числе и химических аналогов радионуклидов (Мамихин, и др., 2005). Основными процессами распределения мигранта по профилю почв в этих моделях, как правило, предполагаются диффузия и конвективный (или направленный) перенос (Лощилов, и др., 1991; Махонько, и др., 1985; Прохоров, 1981; Crout, et al., 1990). Иногда эти потоки не разделяют, рассматривается суммированная нисходящая миграция радионуклидов по профилю. Следует отметить, что общим недостатком подавляющего большинства этих моделей является игнорирование радионуклидов по активной профилю. роли Прохоров биоты В.М. в перераспределении отмечает роль корневых систем в миграции радионуклидов по профилю, но максимальный приоритет отдает диффузионному процессу и сводит построение модели к подробному воспроизведению именно этого процесса и подчиненного процесса водного переноса (Прохоров, 1981). Однако, учитывая, что скорость роста корня, превышает скорость перемещения диффундирующего иона, необходимо включение данного фактора в моделях миграции веществ. Так за сутки диффундирующие катионы при естественной влажности почвы проходят 0,01-0,02 см (Орлов, 1985), а прирост ростовых корней деревьев в период вегетации составляет 0,3-0,5 см/сутки (Рахтеенко, 1963). Абсолютно игнорируется возврат веществ в почву при отмирании корней и прижизненных корневых выделениях. Среди моделей, разработанных в нашей стране, отметим модель поведения 137 Cs в почвах луговых экосистем (Фесенко, и др., 1997). В модели рассматриваются два слоя почвы – дернина и «минеральные» горизонты, также изучаются различные топливные частицы. Большое внимание уделено процессам сорбции-десорбции радионуклида. Это позволило адекватно воспроизвести динамику биологической доступности радионуклида. Однако, как и в большинстве прочих моделей, учитывается только поглотительная функция корневых систем. 32 В опытах Тимофеевой М.А. показано, что перенос 90 системам растений вносит определенный вклад в миграции Sr по корневым 90 Sr (Тимофеева, 1960). Значимость этого фактора зависит от глубины распространения и густоты корней в почве. Действительно, при аэральном поступлении радионуклидов на поверхность почвы корневой перенос, как и конвективный перенос и диффузия, приводит к "размытию" зоны первоначального нахождения радионуклида и в результате этого – к его проникновению вглубь почвы (Пристер, и др., 1990). Из рисунков 6 и 7 видна корреляция между распределением органического вещества и радиостронция по почвенному профилю. Рисунок 5 – Фактическое распределение стронция-90 по профилю дерновоглееватой песчаной на рыхлых песках почвы в 2010 г (НСМОС, 2010) 33 Рисунок 6 – Распределение общего органического углерода по почвенному профилю (Учаев, 2013) Для полноты представлений о роли корней в формировании градиентов концентрации веществ на поверхности агрегатов и во внутрипедной массе необходимо учитывать наличие противоположно направленных процессов преимущественного корневого поглощения веществ с поверхностей агрегатов и пор, которые разобщены во времени. Таким образом, можно предположить наличие определенной сезонной динамики, в которой чередуются процессы преимущественного восстановления и формирования аккумуляций на агрегатном уровне и периоды их деструкции. поверхностных 34 ГЛАВА II ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ 2.1 Объекты исследований 2.1.1 Радионуклид В наших исследованиях радиостронций явился не только исследуемым элементом, но и объектом, благодаря которому можно выявить процессы, связанные с дифференциацией веществ на агрегатном уровне почвы. Поэтому приведем основные физические характеристики 90 Sr, поскольку многие из них определяют выбор методов исследований кинетики сорбции и диффузии, а также методов регистрации и определения содержания радионуклида. 90 Sr имеет период полураспада 28,79 лет. Поэтому в экспериментах продолжительностью до 1 года введения поправок на распад не требуется. 90 Sr распадается по следующей схеме: 90 90 38Sr → 39Y + -β + Eβ (0,545 Мэв) Образующийся дочерний продукт - 39Y 90 также является радиоактивным, имеющим период полураспада 64 часа, который распадается по схеме: 39Y 90 → 40Zr90 + -β + Eβ (2,28 Мэв) Таким образом, препарат дочернего продукта 90 90 Sr всегда содержит какое-то количество Y, энергия β – излучения которого приблизительно в 5 раз выше энергии излучения материнского 90 Sr. Соответственно различаются и все параметры, определяющие показатели β – излучения 90Sr и 90Y в веществе. Данное измерения 90 обстоятельство существенно затрудняет радиометрические Sr в тех случаях, когда в эксперименте происходит разделение изотопов 90Sr и 90Y, если регистрация проводится по суммарному β – излучению. Если эксперимент позволяет проводить радиометрические измерения в любое время, независимо от хода самого эксперимента, то обычно измерения препаратов осуществляют после установления радиоактивного равновесия между материнским и дочерним радионуклидом. Для практически полного установления 35 такого равновесия при полном отделении 90 Y от 90 Sr требуется время около 2-х недель. Если радиометрические измерения проводятся в условиях отсутствия радиоактивного равновесия, то необходимы дополнительные расчеты, основанные на законе радиоактивного распада и введение соответствующих поправочных коэффициентов. 2.1.2 Почва Исследования проводились с образцами темно-серой лесной тяжелосуглинистой почвы на покровном суглинке. Основные виды древесной растительности представлены березой (Betula verrucosa Ehrh), елью (Picea exelsa Link.), реже рябиной (Sorbus aucuparia L.) и черемухой (Prunus padus L.). В напочвенном покрове преобладает злаковое разнотравье. Объект расположен вдоль южной стороны автомобильной трассы Р-74 (Юрьев-Польский-Суздаль), во Владимирской области в 3 км от города Юрьев-Польский. Описание профиля А0 (0-2/2) – лесная подстилка из хвои, опада листьев, древесных остатков; темно-серая, свежая, средней степени разложения, легко отделяется от нижележащего горизонта. А1 (2-30/28) – темный серо-бурый с мелкими темно-серыми пятнами от припаханного материала нижележащего горизонта, влажный, тяжелосуглинистый, комковатый, уплотненный, с трубчатами внутрипедными и щелевидными межиедными порами, густо пронизан корнями, граница ровная, резкая, по цвету. [At] (30-52/22) – Темно-серый, влажный тяжелосуглинистый, мелкокомковатый, рыхлый, со щелевидными и трубчатыми порами, содержит тонкие корни, граница ясная, мелкоклиновидная. В нижней части горизонта окраска становится более светлой, структура - пластинчато-мелкокоореховатозернистая. 36 А2В1t (52-65/13) – пятнистый, на грязнобуром фоне белесые тяжелосуглинистый, пятна, влажный, пластинчато-ореховато- зернистый, уплотненный, со щелевидными и трубчатыми порами, с засыпанным в трещины материалом второго гумусового горизонта, с прерывистыми серыми пленками, с редкими тонкими корнями, граница языковатая, переход ясный. В1t (65-102/37) влажный, – легкосуглинистый, призматически-ореховатый, щелевидными Рисунок 7 – Верхняя часть профиля исследуемой почвы Желтовато-бурый, и мелко- рыхлый, трубчатыми порами, со с засыпанным в трещины материалом второго гумусового горизонта, с тонкими прерывистыми серыми пленками, с редкими тонкими корнями, граница ровная, переход постепенный. В2t (102-120/18) – Желтовато-бурый влажный, легкосуглинистый, ореховатый, уплотненный, со щелевидными и трубчатыми порами, с редкими тонкими корнями, граница ровная переход постепенный. В3t8 (120-140 и ниже) - желтовато-бурый с сизовато-белесыми оглеенными прожилками, сырой, легкоглинистый, призматический, со щелевидными и трубчатыми порами, с засыпками черного гумусированного материала в узких трещинах, с черными глянцевыми гумусовыми «лапками». Почва – темно-серая лесная тяжелосуглинистая со вторым гумусовым горизонтом на покровном суглинке (Столбовой, и др., 2012). В таблице 5 представлены основные агрохимические свойства почвы. Также было определено содержание стабильного стронция в горизонте А1. 37 Таблица 5 – Агрохимическая характеристика почвы Содержание Глубина рН Гум Гориз Глубина отбора онт , см образцов ус, % , см Нг, Р2О5 К2О оснований, мг·экв/ ,мг· ,мг· % 1 кг экв/ экв/ Sr2+ Н2О KCl почвы 1 кг 1 кг СаО MgО А1 2-30 15-25 6,40 6,50 5,50 61,00 120 231 1,45 0,81 137,94 [At] 30-52 35-45 6,10 6,40 5,30 48,00 70 251 1,40 0,85 - А2В1t 52-65 55-60 - 6,40 5,10 48,00 90 254 1,53 0,87 - В1t 65-102 70-80 - 6,10 5,00 52,00 110 255 1,56 1,10 - В2t 102-120 100-120 - 6,20 5,10 52,00 100 233 1,62 1,15 - В3t8 120 130-140 - 6,30 5,20 39,00 - 220 1,62 1,13 - В настоящей работе объектом исследований является горизонт А1 (2-30 см). В таблице 6 приведены результаты анализа агрегатного состава почвы. Таблица 6 – Агрегатный состав почвы Размер фракции, мм Содержание, % >10 16,00 7-10 10,00 5-7 8,00 3-5 20,00 2-3 14,80 1-2 14,80 <1 16,40 38 В качестве опытных растений были выбраны горох и фасоль. Выбор был обоснован простотой посадки, ухода за растениями, коротким вегетационным периодом и сравнительно высокими накоплением 90Sr (Ширшов, и др., 1971). 2.2 Методы исследований В опытах радионуклид вносился в почву из расчета не более 1 КБк на 1 кг почвы. При этом массовая концентрации Sr2+ была менее 10-4 моля на 1 кг почвы и не оказывала какого-либо влияния на основные химические и физико-химические свойства почвы (рН, состав обменных оснований, ЕКО и др.) и состояние других элементов. Измерения активности образцов проводились на счетчике Гейгера-Мюллера типа СТС-13. Все данные были обработаны в Excel с помощью надстройки Agstat, специально разработанной для изучения статистики в биологических опытах. Методика исследования кинетики сорбции и диффузии радиостронция приведена в соответствующей главе диссертации (3.1) 2.2.1 Методы исследования агрегатного состояния почвы Для изучения поведения радиостронция на агрегатном уровне, прежде всего, нами поставлен вегетационный опыт, в котором использовались агрегаты с различным пространственным расположением радионуклида – поверхностно, тотально и внутри меченые агрегаты (рис. 8). Данные агрегаты получены по методике Фокина А.Д. и др. (Фокин, и др., 2013). Нами искусственно проведен сравнительный полученных и анализ естественных плотности агрегатов, и чтобы пористости, определить существуют ли различия в условиях развития корневой системы растений. Для определения плотности агрегатов использовался метод парафинирования агрегатов (Шеин, и др., 2007). Сущность метода состоит в нанесении парафина на поверхность агрегатов для избегания смачивания поверхности агрегатов, при 39 опускании их в жидкость. По разнице объемов, определялся объем агрегатов. Зная массу и объем, рассчитывалась плотность. Пористость определялась расчетным путем, исходя из значений плотности и плотности твердой фазы агрегатов. Рисунок 8 – Почвенные агрегаты с различным пространственным расположением радионуклида – поверхностно (1), тотально (2) и внутри (3) меченые агрегаты Перед набивкой сосудов воздушно-сухая почва рассеивалась на агрегаты разного размера и агрегаты той фракции, с которой предполагались исследования, количественно заменялись мечеными агрегатами того же размера. Например, при рассеивании образца темно-серой лесной почвы в ней обнаружилось 10,0% агрегатов размером 7-10 мм. Они были изъяты и заменены на соответствующее количество меченых агрегатов. При набивке сосудов агрегаты не перемешивались механически, а послойно вносились небольшими порциями различных фракций в соответствии с их долей в исходной смеси. Эта предосторожность связана с предотвращением механического разрушения агрегатов в процессе закладки опыта. Опыт проводился в сосудах Митчерлиха, вмещающих 5 кг почвы, растения выращивались до получения семян, после чего для изучения в динамике, в тех же сосудах без перенабивки почвы, повторно выращивались те же растения. Исследования агрегатного состава почвы проводились методом сухого просеивания Н.И. Саввинова. Принцип метода основан на просеивании через 40 набор сит диаметрами отверстий 10; 7; 3; 2; 1; 0,5; 0,25 мм не растертой воздушно-сухой почвы с последующим взвешиванием массы каждой фракции почвы на ситах (Ганжара, и др., 2002). В каждой фракции измерялось содержание 90 Sr. Оценка устойчивости почвенных агрегатов во времени проведена визуальным методом. Оценка проводилась в варианте с внутри мечеными агрегатами. Благодаря, внешней оболочки агрегатов из подзолистой почвы, мы могли визуально провести оценку процесса переагрегирования почвенной массы (рис. 9). Рисунок 9 – Искусственно меченые агрегаты. Внутренняя часть – темно-серая лесная почва с равномерным распределением 90Sr , внешняя поверхность (осветленные) из подзолистой почвы Устойчивость «очагов» концентрации радиостронция изучалась измерением активности радионуклида в агрегатах разного размера. Была также определена радиоактивность фракции почвы <0,02 мм. Выделение данной фракции производилось гранулометрическим анализом по методу Качинского Н.Н. с периодом отстаивания почвенной массы в течение 5 часов (Ганжара, и др., 2002). Также изучали пространственное распределение радиостронция в различных слоях почвенных агрегатов. Проводилось послойное отмывание поверхностных слоев с дальнейшим определением скорости счета образцов каждого слоя. 41 Для изучения содержания растительных остатков в почвенных агрегатах использовали метод определения потери от прокаливания. Суть метода заключается в гравиметрическом анализе. Изменение массы образца происходит в результате сгорания органического вещества почвы и потери влаги. Зная содержание гумуса и влажность почвы, можно рассчитать в процентах содержание растительных остатков и детрита. Изучение накопления радиостронция растениями в период вегетации проводилось путем отбора растительных образцов в течение вегетации и анализа содержания 90 Sr. Интервал между измерениями составил 2 недели. Рассчитывались коэффициенты накопления радионуклида по формуле: , (2) Ср – концентрация радионуклида в растении; Сп – концентрация радионуклида в почве. Содержание радионуклида оценивалось по активности образцов. Это оправдано для радиологических исследований в связи с тем, что радионуклид находился в ультра микроконцентрациях. Определялась скорость счета образцов, зная эффективность счета, рассчитывалась активность образца. Опыты, в которых проводился относительный анализ содержания радиостронция, не было необходимости в использовании таких абсолютных величин, как концентрация 90 Sr образца. 2.2.2 Методы исследования роли растений в дифференциации состояния радиостронция на агрегатном уровне почвы Для изучения роли растений в распределении радиостронция на агрегатном уровне почвы, нами был заложен вегетационный опыт, в котором радионуклид был введен в растения. Был выбран вариант введения радиостронция из раствора хлорида стронция в проростки гороха, имеющие длину первичного корня 2-3 см, с последующим выращиванием растений на почве. Проростки выдерживались на 42 растворе радиостронция 2 суток (рис. 10). За это время они поглотили из раствора около 90% от общей активности нуклида. Проростки высаживались в сосуды с почвой, объемом 0,5 л. При подготовке почвы из нее были отобраны все видимые корни и в разных сосудах (повторностях) был выровнен агрегатный состав. Соотношение агрегатов разного размера соответствовало их соотношению в исходной почве: >10 мм – 16%, 7-10 – 10%, 5-7 – 8%, 3-5 – 20%, 2-3 – 15%, 1-2 – 15%, <1 мм – 16%. Рисунок 10 – Проростки гороха в растворе радиостронция Растения выращивались в течение двух месяцев. Агрегатный состав был смоделирован, как и в опыте, где радионуклид вносился непосредственно в почву. Концентрация радиостронция также была одинаковой. Следовательно, оправдана возможность сравнения результатов данного опыта с результатами опыта, в котором радиостронций вносился в почву. При таком способе введения 90 Sr в корни радионуклид перераспределялся по органам растений в процессе их роста. Проверка после окончания опыта показала наличие радионуклида во всех частях корневых систем растений. Растения вегетировали на почве в течение двух месяцев, после чего сосуды были разобраны для изучения распределения 90Sr по различным фазам и объемам 43 почвенной массы. Определяли распределение 90Sr по фракциям агрегатов разного размера. Оценка распределения радионуклида проводилась между отдельными компонентами почвенной массы, не прибегая к жестким химическим воздействиям при их разделении. Прежде всего, мы имели возможность частично отделить и измерить активность 90Sr в фазе живых, точнее, свежих корней путем их ручного отбора из межагрегатного пространства и срезая с поверхности агрегатов. Поскольку из внутрипедной массы выделить отдельно тонкие корни очень сложно, мы частично выделили из агрегатов после их размачивания на сите с размером ячеек 0,5 см смесь тонких корней и растительных остатков разной степени разложения, значительная часть которых оставалась на сите. Данная методика предложена Кононовой М.М. (Кононова, 1963). Затем механически разделялись корни и частицы детрита, в которых определяли содержание 90Sr. Наконец, было определено содержание 90 Sr в остатке почвы после частичного удаления из нее свежих корней и частиц растительных остатков размером более 0,5 мм. При этом следует иметь в виду, что при таких обработках систему почвенных минерально-гумусовых соединений мы практически не затронули. 44 ГЛАВА III ИССЛЕДОВАНИЯ КИНЕТИКИ СОРБЦИИ И ДИФФУЗИИ 90 Sr В ПОЧВЕ 3.1 Постановка вопроса и методические подходы Проведенные ранее исследования с 137 Cs обнаружили ярко выраженное проявление первичного сорбционного поглощения радионуклида поверхностью почвенных агрегатов и формирование высоких уровней первичных градиентов концентрации радионуклида в агрегированных почвах (Фокин, и др., 2003). Было высказано предположение, подтвержденное экспериментальными исследованиями других авторов, что формирование очагов концентрирования на поверхности агрегатов характерно для любых веществ, поступающих в почву извне и сорбирующихся основными компонентами твердой фазы почвы (Horn, 1987; Kayser, et al., 1994). Наличие сорбционных очагов концентрирования веществ на поверхности агрегатов важно не только с теоретической точки зрения и уточнения механизмов корневого почвенного питания растений, но имеет важное практическое значение. Это значение связано с тем, что локализованные на поверхности агрегатов вещества в силу «геометрического фактора» имеют преимущества в корневом поглощении по сравнению с веществами, равномерно распределенными в почвенной массе. Преимущественно корневое поглощение с поверхности агрегатов объясняется тем обстоятельством, что в агрегированных почвах концентрация поглощающих корней в силу нескольких причин повышена в почвенном пространстве, примыкающем к поверхности агрегатов. Таким образом, характер распределения любых веществ, как элементов питания, так и токсичных соединений, в почвенной массе существенно влияет на размеры их поступления в растения и накопление в урожае. Следовательно, существует еще один важный аспект регулирования состоянием почв. корневого поглощения, связанный с агрегатным 45 Как уже отмечалось, формирование сорбционных очагов концентрирования 137 на поверхности агрегатов ярко проявляется для Cs. Этому способствует ряд обстоятельств, важнейшие из которых – прочная и быстрая фиксация 137 Cs и в силу этого, относительная устойчивость образующихся градиентов концентрации, слабо подверженных влиянию диффузии. Разрушение очагов поверхностного 137 концентрирования происходит Cs преимущественно в процессе переагрегирования почвенной массы, характерные времена для этого процесса составляют единицы лет (Фокин, и др., 2013). Для оценки потенциальной возможности формирования устойчивых сорбционных очагов концентрирования мы исследовали кинетику 90 Sr на поверхности почвенных агрегатов сорбционных и десорбционных радионуклида, а также скорость диффузионного перемещения процессов 90 Sr, находящегося в обменно-сорбированном состоянии. Кинетика сорбции 90 90 Sr почвой изучалась из раствора хлорида стронция SrCl2, концентрация носителя в растворе после разбавлений исходной фасовки равна по паспортным данным 0,5 10-8 мг экв/литр, то есть содержание стронция в растворе было на много порядков ниже сорбционной способности почвы. Поскольку изотопный носитель иттрия в раствор не вводился, то концентрация образующегося 90 Y, рассчитанная по активности, не превышала 10 -17 мг * экв/литр. Удельная активность исходного раствора составляла 10 КБк на литр. Таким образом, равновесное содержание 90 Y было пренебрежительно мало по сравнению с сорбционной емкостью используемого в опытах образца, что дает основание предполагать, что весь равновесный 90 Y исходного раствора целиком сорбировался почвой. Кинетика сорбции 90 Sr изучалась тонким слоем почвы (4мм) в условиях непрерывной подачи исходного раствора в колонке из стекла. Почва в колонке предварительно не растиралась, то есть сохранены мелкие агрегаты (< 1мм) и микроагрегаты. Слой почвы снизу и сверху был ограничен слоем индифферентного материла (кварцевый песок). Слой почвы был совмещен со свинцовой диафрагмой в форме щели, за которой располагался счетчик Гейгера- 46 Мюллера типа СТС-13 со слюдяным окном. Толщина свинца на диафрагме составляла 3 мм, что гарантировало поступление β – частиц на счетчик только из слоя почвы. Схема установки показана на рисунке 11. Рисунок 11 – Схема установки для изучения кинетики сорбции 90Sr тонким слоем почвы. Проверка элюата сразу же после его получения показала, что в нем содержание 90Y не превышало единиц процента от общей активности, а удельная активность 90 Sr на стадиях, начиная с выпуклых участков кривой, почти не отличались от удельной активности свидетельствует, что 90 90 Sr в исходном растворе. Эта проверка Y накапливается в слое почвы близко к линейной зависимости, по мере подачи раствора, а полученная кривая (выпуклая) являлась суммарной кривой линейного накопления90Y и нелинейного (по выпуклой кривой) 90Sr. Проверка наличия процессов внутренней диффузии агрегаты и микроагрегаты проводилась методом 90 Sr в почвенные прерывания сорбции, предложенным Ф. Гельферихом (Гельферих, 1962). Суть метода в следующем. На 47 стадии сорбционного процесса, когда скорость заметно затухает и кривая из восходящей приближается к горизонтальной, сорбционный процесс прерывается. В нашем случае это означает прекращение подачи новых порций раствора. Время прерывания зависит от характерных времен процесса. Например, в наших опытах, когда приближение к сорбционному равновесию достигалось приблизительно за 1 час, время прерывания может составлять единицы суток. Затем сорбционный процесс возобновляется, и дальнейший ход кривой может быть представлен одним из двух вариантов: 1) Ход кривой после прерывания является продолжением кривой до прерывания, что указывает на отсутствие внутренней диффузии 2) После прерывания наблюдается заметный скачок возрастания скорости сорбционного процесса, что свидетельствует о наличии процессов внутренней диффузии (рисунок 12). Рисунок 12 – Метод обнаружения процессов внутренней диффузии путем прерывания сорбции (по Ф. Гельфериху) t – точка прерывания сорбции 1 – внутренняя диффузия отсутствует 2 – наличие внутренней диффузии 48 Скачок возрастания сорбции в случае наличия внутренней диффузии (кривая 2) обусловлен тем, что за время прерывания ионы, первоначально сорбированные поверхностью почвенных частиц, диффундированы во внутренние полости мелких и микроагрегатов. В результате освобождаются поверхностные и более доступные сорбционные места, что приводит к повторному возрастанию скорости сорбционного процесса. Кинетика десорбции изучалась путем промывания десорбирующими растворами тех же колонок после установления так называемого «кажущегося» сорбционного равновесия и контроля радиоактивности тонкого слоя почвы. В качестве десорбирующих растворов использовалась дистиллированная вода и раствор 1 н хлорида калия. Диффузия 90 Sr изучалась в условиях влагонасыщенной почвы на контакте образца, в котором 90Sr был равномерно распределен в его объеме, с образцом, не содержащим 90Sr. Образцы контактировали в пластиковой трубке диаметром 1 см, контактирующие образцы были разделены тонким слоем тканевой капроновой сетки, концы трубок закрывались резиновой пробкой. Наблюдения за диффузионным перемещением90Sr проводились в течение 1 года. Для каждой временной точки готовились отдельные трубки, которые хранились в горизонтальном положении в условиях комнатной температуры. В заданное время пробки с концов трубки открывались, образец почвы сдвигался к концу с помощью стеклянной палочки с ватным тампоном на конце и постепенно разделялся на слои толщиной около 1 мм, в которых определялась скорость счета после установления радиоактивного равновесия между 90 Sr и 90 Y. Подобная методика ранее использовалась в экспериментах Ю. А. Полякова (Поляков, 1968). Схема устройства для изучения диффузии показана на рисунке 13. Также нами была изучена диффузия радиостронция на агрегатном уровне. Были взяты агрегаты с искусственным внутренним мечением размером 7-10 мм и с помощью последовательных снятий слоев, путем соскабливания скальпелем, определялось содержание радиостронция в различных слоях агрегата. Данные 49 агрегаты были подвержены периодическому увлажнению и не контактировали с растениями. Рисунок 13 – Схема устройства для изучения диффузии 90Sr в почве (1 – образец почвы с равномерно распределённым 90Sr; 2 – образец без 90Sr; 3 – капроновая сетка; 4 – пробки) 3.2 Изучение кинетики сорбции 90Sr почвой Исследование кинетики сорбции радиостронция осуществлялось, как указано выше, путем изучения изменения активности фильтрующегося раствора и слоя почвы, являющейся сорбентом. В таблице 7 приведены результаты одного из экспериментального по изучению кинетики сорбции. В самом взаимодействия, когда сорбция увеличивалась очень быстро, начале временные интервалы между точками измерений были, по возможности, предельно 50 короткими и составляли десятки секунд, затем минуты и в последующих измерениях – часы и сутки. Таблица 7 – Экспериментальные данные изучения кинетики сорбции 90 Sr(90Y) почвой Время, мин. Скорость счета, имп/с % от max Дата измерения 1 2 3 4 0,4 11,10±3,33 2,87±1,69 0,75 27,00±5,20 6,98±2,64 1,5 42,60±6,53 11,01±3,32 3 64,90±8,06 16,77±4,10 5 108,60±10,42 28,06±5,30 6 126,50±11,25 32,69±5,72 7,5 143,00±11,96 36,95±6,08 9 154,00±12,41 39,79±6,31 10 176,00±13,27 45,48±6,74 15 215,00±14,66 55,56±7,45 20 254,00±15,94 65,63±8,10 30 282,00±16,79 72,87±8,54 31 280,00±16,73 72,35±8,51 32 300,00±17,32 77,52±8,80 35 325,00±18,03 83,98±9,16 18.02.2014 51 Окончание таблицы 7 1 2 3 40 324,00±18,00 83,72±9,15 50 370,00±19,24 95,61±9,78 60 370,00±19,24 95,61±9,78 70 374,00±19,34 96,64±9,83 90 387,00±19,67 100,00±10,00 100 343,00±18,52 88,63±9,41 4 18.02.2014 24.02.2014 100 187,10±13,68 48,35±6,95 101 191,40±13,83 49,46±7,03 103 217,90±14,76 56,30±7,50 Для удобства, полученные скорости счета (рис. 13) представлены в относительных единицах, в % от максимального значения. Точку в 100% можно считать временем установления «кажущегося» равновесия, поскольку истинное равновесие к этому моменту, как показали измерения после прерывания сорбции, еще не достигнуто. Это является следствием, прежде всего того, что стронций находится в ультрамикроконцентрации. 52 100,00 90,00 Скорочть счета, % от max 80,00 70,00 60,00 50,00 40,00 30,00 20,00 10,00 0,00 0 10 20 30 40 50 60 70 Время, минуты 80 90 100 110 120 Рисунок 13 – Кривая кинетики сорбции 90Sr (90Y) почвой и обнаружение внутренней диффузии методом прерывания сорбции (прерывания на графике указаны белыми треугольниками ) 53 Как известно, скорость сорбции в каждой точке кинетической кривой определяется тангенсом угла наклона касательной в этой точке в соответствующих единицах. Для данных опытов, как это нетрудно видеть из таблицы и рисунка в самой начальной точке скорость сорбции составляла около 5-10% в минуту. Это начало быстрой стадии сорбционного процесса. Далее процесс постепенно замедляется, поэтому в качестве переходной точки от быстрой стадии к медленной условно примем скорость 1% в минуту. Столь высокие различия в скоростях сорбции на различных стадиях процесса свидетельствуют об участии качественно различных сорбционных групп в поглощении 90 Sr и дочернего 90 Y, а также об их возможной пространственной дифференциации на поверхности или внутри почвенных микроагрегатов. Время достижения кажущегося равновесия составило в опыте – 90 минут. Сорбционный процесс был прерван на 6 суток путем прекращения подачи новых порций раствора. Затем подача раствора и соответственно процесс сорбции возобновлялись. Измерения скорости счета в слое почвы показали, что во время прерываний активность образцов падала практически вдвое. Данный скачок объясняется следующим образом. В процессе сорбции слой почвы накапливает не только 90 Sr, но и дочерний 90 Y. Для обоих радионуклидов сорбционные процессы протекают по-разному и, по-видимому, не зависимо друг от друга. Ряд теоретических предпосылок свидетельствует, что трехвалентный ион 90Y3+ сорбируется слоем почвы практически полностью, почти не переходя в элюат. Это подтверждают отдельные наблюдения за содержанием 90 Y в элюате, о которых говорилось выше. Кроме того, 90Y обладает, по-видимому, более тесным сорбционным сродством к почве по сравнению со 90Sr. Это объясняется его более высокой валентностью, а также способностью не только сорбироваться по обменному типу, но и соосаждаться полуторными оксидами, прежде всего гидроксидом железа Fe(OH)3. Это явление радиохимических методах разделения концентрация 90 90 Sr и известно и используется 90 в Y в растворах. Наконец Y на 9 порядков ниже концентрации 90 Sr и сорбционная 54 способность даже небольшого образца почвы по отношению к 90Y представляется бесконечно высокой. Таким образом, полученные нами кривые кинетики сорбции являются суммарной кривых накопления в слое почвы большая часть то 90 90 Sr и дочернего 90 Y. Причем, если 90 Sr проходит в элюат (особенно на медленных стадиях сорбции), Y продолжает накапливаться в слое почвы. В итоге к моменту начала прерывания сорбции в слое почвы содержится значительно большее количество 90 Y, чем то, которое соответствует состоянию радиоактивного равновесия. За время прерывания сорбции новых порций 90 Sr в слой почвы не поступает, а накопившийся «неравновесный» 90Y распадается с периодом полураспада 64 часа. В первом приближении можно принять, что время прерывания (6 суток) составляет 2 периода полураспада. По закону радиоактивного распада за этот срок должно распасться ¾ (75 %) от исходного «неравновесного» 90 Y. То есть, увеличить время прерывания на несколько значений периодов полураспада 90Y, то «полное» падение скорости счета составило бы не 50 %, а 67 % (50*100/75) от скорости счета на момент начала прерывания. Не смотря на столь существенное снижение скорости счета слоя почвы за счет распада 90 Y, после прерывания сорбции скорость сорбционного процесса резко возросла и на первых точках составила около 2-3 % в минуту, что соответствует скорости на «быстрой» стадии исходной кривой. Таким образом, метод прерывания сорбционного процесса подтвердил, что лимитирующим фактором сорбции 90 Sr почвой являются процессы внутренней диффузии. Отдельного обсуждения заслуживает вопрос о возможности более детального анализа полученных данных по кинетике сорбции 90Sr (90Y). Для этого «суммарную» кинетическую кривую следует попытаться разбить на составляющие. Прежде всего, следует из «суммарной» кривой выделить долю, приходящуюся на 90Sr без «неравновесного» 90Y. Как уже «неравновесный» говорилось, 90 существуют основания для допущения, что Y накапливается в слое почвы по линейному закону по мере 55 подачи новых порций раствора. То есть в слое почвы происходит сорбционное разделение 90Sr и 90Y. 90Sr частично сорбируется и частично проходит через слой почвы, в то время как 90Y почти целиком сорбируется слоем почвы. На основании «составляющую» для сделанного допущения попытаемся выделить 90 Sr сделал это графически. Для этой цели представим экспериментальную кинетическую кривую в генерализованном виде (рисунок 14). Согласно данным таблицы 7 снижение скорости счета слоя почвы за время прерывания в результате распада неравновесного 90Y составило 51 % (100 %-48,35 %). Отметим эту точку на ординате справа. Линейный график, соединяющий точки 0-51, согласно предположением, будет характеризовать накопление «неравновесного» или «сверх равновесного» 90Y в слое почвы. Вычитая значения накопления «неравновесного» 90 Y (3) из суммарной кривой (1) в соответствующих точках (таблица 8) мы получим значения для кривой сорбции только 90Sr (вместе с «равновесным» 90Y), показанные в таблице 3 и на рисунке 7 (кривая 2). Таблица 8 – Расчет кривой кинетики сорбции 90Sr с учетом влияния вклада «неравновесного» 90Y Время Сорбция 90Sr+90Y, % Сорбция 90Y, % Сорбция 90Sr, % 10 40 5 35 20 65 10 55 30 75 15 60 40 85 20 65 50 95 25 70 взаимодействия, мин 56 100 90 Скорость счета, % от max 80 70 60 50 1 2 40 3 30 20 10 0 0 10 20 30 Время, минуты 40 50 Рисунок 14 – Разложение суммарной кривой сорбционного накопления 90Sr и 90Y (1) на составляющие по «неравновесному» 90Y (3) и 90Sr (с равновесным 90Y) (2) 57 Подобная операция возможна только для точек достаточно удаленных от состояния близкого к сорбционному равновесию. В нашем случае мы вынуждены ограничиться отрезком во времени 0-50 минут, поскольку для больших отрезков резко возрастает статистическая неточность подобных расчетов. Отметим еще одно обстоятельство. Мы принимаем, что на анализируемом временном отрезке (0-50 минут) нет необходимости введения поправок на распад 90 Y, поскольку он очень мал по сравнению с периодом полураспада 90Y. Десорбция поглощенного 90Sr (90Y) проводилась на тех же колонках после установления «кажущегося» сорбционного равновесия и после установления радиоактивного равновесия между 90 Sr и 90 Y, то есть спустя месяц после окончания экспериментов по сорбции. Как уже отмечалось, сначала колонки промывались дистиллированной водой. При этом контролировались скорость счета тонкого слоя почвы, а также промывных вод. Промывание водой в течение 5 часов не изменило скорость счета тонкого слоя почвы в пределах точности радиометрических измерений. В элюате обнаруживались следовые количества 90 Sr и дочернего 90 Y, не превышающие в сумме долей % от активности сорбированного радионуклида. Таким образом, можно считать, что оба радионуклида достаточно прочно удерживаются твердой фазой почвы. Незначительное вымывание водой может быть обусловлено десорбирующим действием тех немногочисленных ионов, всегда присутствующих в воде, особенно после их контакта с почвой. Ввиду отсутствия выраженной десорбции при промывании колонок водой эти данные мы не приводим. Совершенно другая картина складывается при использовании в качестве десорбирующего раствора 1н KCl (рис. 15), который достаточно быстро и практически полностью на 97% десорбировал как 90Sr, так и дочерний 90Y, что подтверждает сложившееся представление об обменном поглощении почвой (прил. А). 90 Sr 58 100 90 Скорость счета, % от max 80 70 60 50 40 30 20 10 0 0 30 60 90 120 150 Время, минуты 180 210 240 270 Рисунок 15 – Десорбция 90Sr из почвы 0,1 н. KCl (прерывания на графике указаны белыми треугольниками) 59 На рисунке 15 представлен график элюции 90Sr из почвы 0,1 н. KCl. Следует отметить, что десорбция 90 Sr из почвы проходила не по кривой близкой к экспоненте, а по ступенчатой кривой. Кроме того, для практически полной десорбции 90 Sr потребовалось довольно значительное время промывания – порядка 4х часов. Возможно, что отмеченные особенности связаны с частичным разрушением мелких агрегатов в процессе промывки и увеличением сорбирующей поверхности. В естественных условиях почвенные растворы, конечно, имеют существенно более низкие концентрации ионов, чем концентрация используемой нами соли. Тем не менее, постоянное наличие различных ионов обеспечивает непрерывное протекание реакций ионного обмена 90 Sr, то есть какая-то часть радионуклида постоянно находится в фазе почвенного раствора. Эта часть может свободно диффундировать возможность образования в объеме почвы, что, вероятно, исключает устойчивых очагов концентрирования данного 137 радионуклида сорбционного типа, подобно Cs, например, на поверхности почвенных агрегатов. Однако, кратковременное концентрирование возможно непосредственно после выпадения радионуклида на поверхность почвы, но время «жизни» очага такого типа не может превышать, как показали следующие исследования, продолжительности одного вегетационного периода. 3.3 Изучение скорости диффузионного перемещения 90Sr в почве Как уже отмечалось, диффузия изучалась в условиях влагонасыщенной почвы при контакте загрязненного и Экспериментально изучалось распределение 90 «чистого» образцов почвы. Sr (90Y) в незагрязненной почве. Поскольку контакт образцов происходил длительное время (от 1 недели до 1 года), то можно считать, что во всех отобранных пробах было достигнуто радиоактивное равновесие между 90 Sr и 90 Y. В каждом из них измеренная скорость счета характеризовала содержание 90Sr (и, соответственно, равновесного 90 Y). 60 В незагрязненном образце диффундирующий 90 формировал Sr определенный тип распределения или «фронт» распределения. При таком типе распределения возникает вопрос – по какой точке фронта можно оценить среднюю скорость диффузионного перемещения. Рассмотрим это на примере одной из кривых диффузионного распределения, полученных за 191 день контакта загрязненной и незагрязненной почв (рис. 16) (прил. А, табл. 4). Представленный тип распределения свидетельствует о том, что отдельные ионы имеют различный пробег, диффундируя в слое почвы. Это связано с неоднородностью порового пространства и, вероятно, с неравномерным распределением сорбционных центров в объеме почвы. В этом случае координату точки, характеризующей среднее перемещение отдельных ионов 90 Sr2+ будет обозначать точка пересечения вертикальной секущей с экспериментальной кривой, которая образует две одинаковые по площади зоны – А и В. По физическому смыслу координата вертикальной секущей по абсциссе характеризовала бы диффузионную зону, если бы перемещение всех ионов было одинаковым. В нашем случае можно принять, что среднее диффузионное перемещение 90Sr за 191 день составило приблизительно 9 мм (прил. А, табл. 5). На рисунке 17 показана серия кривых диффузионного распределения, из которых следует, что средняя скорость диффузионного перемещения за 1 год составила около 1,5 см, то есть наблюдается постепенное существенное снижение скорости диффузионного потока – за 1 год приблизительно в 20 раз (прил.А, табл. 1-6). Максимальная скорость диффузии за 6 суток составляла 2,5·10-5 мм/с, а за 372 дня – 1,4·10-6 мм/с. Тем не менее, даже самые низкие наблюдаемые нами скорости диффузионного перемещения подтверждают невозможность формирования устойчивых очагов сорбционного концентрирования данного радионуклида на поверхности почвенных агрегатов. 61 Рисунок 16 – Кривая диффузионного распределения 90Sr и определение координаты точки, характеризующей среднестатистическую скорость перемещения 62 Рисунок 17 – Кривые диффузионного распределения 63 Нами также были рассчитаны коэффициенты диффузии для каждого временного отрезка (рис. 18) (прил. А, табл. 7). Расчет коэффициента диффузии (D, см2/сек) проводился по следующей формуле: , (3) l – глубина проникновения радиостронция, мм; t – время, с. Данный способ определения коэффициента диффузии радионуклида в почве включает измерение распределения радионуклида по глубине почвы через промежуток времени (Соколов, и др., 1996). По данной методике, измеряется расстояние от внешней поверхности почвы до точки с максимальной концентрацией радионуклида. Со временем коэффициент диффузии в нашем опыте менялся. Это также свидетельствует о том, что на первых стадиях не было достигнуто диффузионное равновесие. Только в последних двух точках коэффициент диффузии остался неизменным (различия находятся в пределах стандартного отклонения). Коэффициенты диффузии, см2/с·10-8 30 25 20 15 10 5 0 0 50 100 150 200 Время, сутки 250 300 350 400 Рисунок 18 – Зависимость коэффициентов диффузии радиостронция от времени 64 На рисунке 19 показан график диффузии радиостронция на агрегатном уровне внутри меченых агрегатов в условиях периодического увлажнения, в отсутствии корней растений (в течение семи месяцев) (прил. А, табл. 8-9). По полученному графику видно, что градиент концентрации радиостронция размывается во внутри меченых агрегатах. В изначально незагрязненном поверхностном слое агрегата содержание радиостронция составило 50% от внутреннего слоя. Различия в коэффициентах диффузии между модельным опытом и опытом на агрегатном уровне, связаны с условиями увлажнения почвенных агрегатов. Рисунок 19 – Определение диффузии радиостронция в агрегате (А – внутренняя часть агрегата, Б – поверхностный слой агрегата) 65 3.4 Обсуждение результатов В целом, процесс сорбции радиостронция протекал относительно медленно. Время установления сорбционного равновесия составляло около полутора часов, что не характерно для ионного обмена. Мы предполагаем, что медленное установление сорбционного равновесия обусловлено наличие внутренней диффузии ионов 90Sr2+ в мелкие агрегаты. Предположение о внутренней диффузии подтверждено методом прерывания сорбции (по Гельфериху). Условно кривую кинетики сорбции 90 Sr почвой можно разделить на два участка, характеризующих быструю и медленную скорости на начальных и заключительных этапах сорбционного процесса. Приблизительно десятикратное различие в скоростях также свидетельствует в пользу наличия процессов внутренней диффузии 90Sr в мелкие агрегаты почвы. Десорбция сорбированного 90Sr также протекала медленно. Раствор 1 н.КCl десорбировал 90Sr на 97%, однако на это потребовалось около 4х часов, т.е. почти в три раза больше, чем время необходимое для установления сорбционного равновесия. Мы предполагаем, что причина столь медленной десорбции, а также нетипичного вида кривой десорбции связана с частичным разрушением мелких агрегатов в процессе промывания слоя почвы. Тем не менее полученный результат подтверждает положение об обменном типе поглощения 90 Sr и, соответственно, о его высокой доступности для корневого поглощения растениями. Кроме того, обменное поглощение 90 Sr не способствует формированию устойчивых сорбционных зон концентрирования радионуклида на поверхности агрегатов, что подтверждено опытами по изучению диффузии радиостронция. Наблюдения за диффузией приблизительно в течение 1 года показали, что за 1 год среднее перемещение 90 Sr составляло 1,5 см. Эта скорость достаточно высокая, чтобы «размыть» сорбционное накопление 90 Sr на поверхности агрегата диаметром 1 см в течение нескольких месяцев, особенно если учесть, что на 66 начальных стадиях сорбционного перемещения скорость диффузионного потока почти на порядок выше, чем скорость спустя 1 год после начала процесса. Однако если сопоставить скорости диффузионных потоков 90 Sr с линейной скоростью прироста корневой массы (десятки сантиметров за вегетационный период), то становится очевидным, что для поглощения 90 Sr корнями растений большее значение имеет прирост корневой массы, чем диффузия, а корень активно передвигается и находит зоны локализации радионуклида в почвенном пространстве. 67 ГЛАВА IV КОРНЕВОЕ ПОГЛОЩЕНИЕ 90Sr ИЗ РАЗЛИЧНЫХ ЧАСТЕЙ ПОЧВЕННЫХ АГРЕГАТОВ И ИЗМЕНЕНИЕ ЕГО СОСТОЯНИЯ НА АГРЕГАТНОМ УРОВНЕ 4.1 Постановка проблема и методические подходы Итак, исследования в области кинетики сорбции, десорбции и диффузии ионной формы 90 Sr дают основания предполагать, что при первичном взаимодействии данного радионуклида, поступившего в составе аэральных загрязнений, с почвенной массой могут формироваться лишь неустойчивые зоны концентрирования радионуклида на поверхности агрегатов. Благодаря диффузии 90 Sr перераспределяется во всем объеме почвенной массы. В условиях лабораторного опыта с влагонасыщенной почвой за период около 300 суток 90Sr за счет диффузии перемещался приблизительно на 1,5 см, следовательно, его распределение в почвах, с преобладающим размером агрегатов 1,5 см, могло приблизиться к равномерному за относительно небольшой период времени. В естественных условиях, когда почва редко пребывает в условиях полного влагонасыщения, а в отдельные периоды уровень влажности может быть весьма низким, размеры диффузионного перемещения будут значительно ниже, чем в условиях лабораторного опыта. Вследствие этого, при первичном взаимодействии 90 Sr с агрегированной почвой на поверхности агрегатов какое-то время будут иметь место очаги повышенной концентрации 90 Sr. Однако вопрос о продолжительности существования этих очагов в естественных условиях или в условиях вегетационного опыта, близких по условиям увлажнения к естественным, остается открытым. Кроме того, почвенной массе 90 Sr, как и не только 137 Cs, перераспределяется в агрегированной за счет диффузии, но и в результате переагрегирования почвенной массы, т.е. естественного разрушения агрегатов и формирования новых. Соотношение долей диффузии и переагрегирования в гомогенизации распределения 90Sr в почве также не изучено. 68 Наконец, в перераспределении 90 Sr в почвенных агрегатах могут играть существенную роль живые растения, распределяются в почвенной массе корни и которых могут влиять неравномерно на процессы перераспределения, во-первых, за счет различного поглощения веществ с поверхности агрегатов и их внутрипедной массы и, во-вторых, за счет участия растущих корней в переагрегировании почвенной массы. Для ответа на эти вопросы в 2010 году был поставлен вегетационный опыт в сосудах Митчерлиха. В постановке опыта и получении первых результатов принимал участие аспирант кафедры агрономической, биологической химии и радиологии Умер Мустафа У., который в соответствии с планом работы, выполнил только часть поставленных задач. Он исследовал различия в корневом поглощении 90 Sr с поверхности почвенных агрегатов и из внутрипедной массы в течение одной вегетации растений гороха (Умер, 2013). Для этой цели в вегетационном опыте использовались агрегаты с различным характером локализации 90Sr во всем объеме агрегата. Соответственно варианты с различной локализацией 90Sr обозначались как ПОВ, ВН и ТОТ. Методика получения агрегатов с меченой почвенной массой подробно изложена в диссертации Умер Мустафы У., а также в публикациях и кратко в главе II данной диссертации (Умер, 2013; Фокин, и др., 2014). Кроме того в отдельные сосуды в варианте с внутрипедным мечением агрегатов были внесены агрегаты, у которых внутрипедная (меченая) масса была представлена темносерой лесной почвой, а поверхностное покрытие агрегата было выполнено из почвенной массы дерново-подзолистой тяжелосуглинистой почвы (горизонт А1). Почвенная масса этих двух почв сильно различались по цвету (рис. 9), что давало возможность визуального наблюдения разрушения агрегатов на разных стадиях вегетационного опыта. Нами были предложены исследования перечисленных выше вопросов. Полученные результаты представлены в данной главе. Конкретно решались следующие задачи. 69 90 1. Изменение поступления различных частях агрегата Sr, первоначально сконцентрированного в при повторном выращивании растений. Предполагалось, что различия, наблюдаемые между вариантов при первом выращивании (Умер, 2013), должны выравниваться за счет гомогенизации распределения 90Sr на агрегатном уровне. В свою очередь, гомогенизация, как уже отмечалось, обусловлена двумя практически независимыми процессами – переагрегированием почвенной массы и диффузией. 2. Оценить размеры переагрегирования, т.е. по сути устойчивости агрегатов, путем исследования почвенной массы в вегетационных сосудах после повторной вегетации растений. Попытаться сопоставить роль диффузии и переагрегирования в гомогенизации распределения 90 Sr в почвенной массе в условиях вегетационного опыта. 4.2 Корневое поглощение 90Sr растениями из различных частей почвенных агрегатов На рисунке 20 показана динамика перехода 90 Sr в надземную массу растений при первой и повторной вегетации растений (прил Б, табл. 12). Как видно при первом выращивании, т.е. непосредственно после закладки опыта, происходит накопление 90 Sr в растениях по мере возрастания надземной биомассы до 170 имп/с. Наиболее интенсивно происходит поглощение 90Sr с поверхности агрегатов, а наименее – из внутрипедной массы. Однако по мере возрастания общего поступления 90 Sr во времени наблюдается некоторая тенденция к снижению различий, что видно из изменения соотношения между размерами поступления в вариантах с поверхностной и внутрипедной локализацией радионуклида. это соотношение изменяется с 3,3 за 2 первые недели вегетации до 2,1 после 8 недель первой вегетации. Во второй вегетации различия между вариантами с различной локализацией 90 Sr сглаживаются, однако сохраняется тенденция преимущественного 70 Рисунок 20 – Графики накопления ⁹⁰Sr опытными растениями, в зависимости от локализации в почвенных агрегатах и времени вегетации растений (ПОВ – поверхностно-меченые агрегаты (1), ТОТ – тотально-меченые агрегаты (2) и ВН – внутри-меченые агрегаты (3)); А – первая вегетация, горох, 8 недель (Умер, 2013), Б – повторная вегетация, бобы, 12 недель 71 поверхностного поступления 90 Sr, хотя и не так выразительно, как в первой вегетации. Можно выделить 3 причины произошедших изменений: 1) переагрегирование почвенной массы; 2) диффузия ; 3) уменьшение концентрации 90 Sr на поверхности агрегатов, возникшее в результате преимущественного поверхностного поглощения во время первой вегетации. Совместное действие этих факторов приводит к гомогенизации распределения 90 Sr на агрегатном уровне. Для анализа корреляционной зависимости между вариантами опыта и накоплением радионуклида, проведен дисперсионный анализ. Результаты представлены в приложении (прил. Б, табл. 13-14). 4.3 Оценка изменения агрегатного состояния почвы и 90 Sr в составе агрегатов в условиях вегетационного опыта Исследования деструкции «очагов» концентрации 90 Sr дает возможность анализа влияния данного фактора на устойчивость градиентов концентрации веществ. В таблице 9 представлены результаты исследования агрегатного состояния почвы в динамике, в течение вегетационного опыта. Мы приводим результаты отдельно для всех вариантов опыта. Как видно из таблицы соотношение агрегатов разного размера мало изменяется во времени, различия находятся в пределах стандартного отклонения. Большой разброс в результатах показывает случайную природу распределения макроагрегатов почвы. Таким образом, агрегатный состав почвы не изменяется в течение семи месяцев, во время которых сменились две вегетации разных растений. Следовательно, агрегатный состав почвы определенный методом сухого просеивания, показал относительно высокий уровень устойчивости агрегатного состава почвы. 72 Таблица 9 – Процентное соотношение масс различных фракций почвенных агрегатов в трех вариантах опыта (ТОТ – вариант с тотально-мечеными агрегатами, ВН – вариант с внутри-мечеными агрегатами и ПОВ – вариант с поверхностномечеными агрегатами) Варианты распределения 90Sr в агрегатах Размер фракции, мм Исходная ТОТ, % почва ВН, % ПОВ, % (начало опыта) После первой После второй После первой После второй После первой После второй вегетации вегетации вегетации вегетации вегетации вегетации >10 16,00 17,90±8,80 15,40±3,93 18,70±8,40 18,00±0,52 8,00±4,70 5,30±2,31 7-10 10,00 11,70±0,60 12,60±3,55 5,90±1,70 9,70±0,53 6,90±2,20 6,60±2,58 5-7 8,00 7,30±1,60 9,00±3,00 6,20±0,60 7,40±0,44 12,30±3,00 12,60±3,55 3-5 20,00 15,80±5,70 20,00±4,47 15,60±4,20 18,60±2,30 30,10±1,80 27,90±5,28 2-3 14,80 9,40±6,60 13,50±3,68 7,80±1,50 13,90±0,45 8,90±0,40 15,30±3,91 1-2 14,80 13,50±3,00 14,80±3,85 15,60±1,80 14,50±1,45 16,80±3,10 15,90±3,98 <1 16,40 24,50±6,80 14,60±3,82 30,20±10,90 17,80±3,60 17,00±7,20 16,30±4,04 73 Однако анализ агрегатного состава не позволяет оценить в динамике процессы разрушения и новообразования агрегатов – переагрегирования почвенной массы. Наличие варианта с осветленными с поверхности агрегатами размером 7-10 мм, равномерно распределенными в объеме сосуда (рис. 21), давало возможность рассчитать, какая часть из них была разрушена во время двух вегетаций. Для этой цели вся почва из соответствующего сосуда была равномерно распределена на поверхности, размята вручную до агрегатов размеров не более 10 мм. Из всей массы были отобраны не разрушенные осветленные агрегаты, и путем взвешиваний была сделана оценка произошедших изменений. Оказалось, что после двух вегетаций число не разрушенных агрегатов составило около 40% от исходного, т.е. переагрегирование исходных агрегатов составило около 60%. Рисунок 21 – Почвенная масса в конце вегетационного опыта. Крупные светлые агрегаты – исходные агрегаты 7-10 мм, внутренняя часть которых представлена темно-серой лесной почвой, поверхность (более светлая) – дерново-подзолистой почвой. Видны более мелкие фрагменты разрушенных (осветленных) агрегатов 74 Для оценки перераспределения 90 Sr из первичного очага концентрации на поверхности агрегатов проводилось сравнительное изучение его распределения по фракциям агрегатов разного размера радиостронция в конце вегетационного опыта (прил. Б, табл. 16). Полученные данные представлены в ниже приведенной гистограмме (рис. 22). Видно, что метка изначально находилась только во фракции 7-10 мм, но к концу опыта (2 вегетации) она практически равномерно распределена по всем фракциям агрегатов, что свидетельствуют о полном разрушении градиентов концентрации вещества в почвенной массе. Таким 90 образом, «время жизни» очага локализации Sr на поверхности агрегатов в условиях наших экспериментов составило менее 5ти месяцев. Если учесть, что переагрегирование почвенных агрегатов размером 7-10мм за тот же срок не превысило 60%, а метка распределилась по агрегатам разного размера практически равномерно, следует признать, что основным процессом, приводящим к гомогенизации состояния 90 Sr на агрегатном уровне, является диффузия. Приведенные выше результаты получены при первичном введении метки в состав почвенных агрегатов. Данная ситуация имитирует случай первичного прямого взаимодействия радиоактивных выпадений с почвенной массой. Однако в природе имеет место также поступление 90 Sr в почву из состава живых или отмерших как корней, так и надземных растительных остатков. В следующей главе (V) будет рассмотрено влияние такого поступления на формирование очагов концентрации 90 Sr на агрегатном уровне. Там же изложена и методика экспериментов. В данной главе мы рассмотрим характер распределения 90 Sr в агрегатах разного размера при его прижизненном поступлении в почвенную массу из корневой системы растения. Следует иметь в виду, что прижизненные поступления могут быть как в составе корневых выделений, так и в составе прижизненно отмирающих частей корневых систем. 75 Рисунок 22 – Перераспределение активностей и масс по фракциям почвенных агрегатов. Масса фракции и скорость счета образцов в % от суммарных показателей 76 На рисунке 23 представлено распределение активности радиостронция по агрегатам разного размера. Как и в случае первичного взаимодействия 90 Sr с почвенной массой при поступлении радионуклида в почву через корни имело место распределение по всем фракциям почвенных агрегатов разного размера. Однако в отличие от предыдущего случая (рис. 22), имело место повышенное концентрирование 90Sr в составе мелких агрегатов, размером <0,25 мм. Причем по условиям фракционирования в состав этой фракции входила и неагрегированная почвенная масса, включающая различные гранулометрические фракции, не связанные в агрегаты. Рисунок 23 – Распределение активностей и масс по фракциям почвенных агрегатов в условиях прижизненного поступления 90Sr из корневой системы в растения. Масса фракции и скорость счета образцов в % от суммарных показателей В качестве предполагаемых причин такого распределения можно назвать следующие. Поскольку переход 90 Sr из корневой массы в почвенную происходил, начиная с фазы прорастания семян (в нашем случае горох), то определяющее значение в последующем распределении радионуклида в почвенной массе имело 77 поведение растущих корней в агрегированной почве. Выше уже отмечалось, что линейная скорость прироста корневой массы, как минимум, на порядок превосходит линейную скорость перемещения 90 за счет диффузии. На Sr агрегатном уровне растущие корни перемещаются и локализуются в зонах с более благоприятными условиями питания. Если предположить, что в определенных условиях имеет место преимущественное питание с поверхности почвенных агрегатов, то это может стать причиной повышенной концентрации активных корней по отношению к почвенной массе, включающей агрегаты с высокой удельной поверхностью, т.е. более мелкие. Радиостронций, перешедший из корневой массы в агрегаты разного размера диффундировал в почвенной массе агрегатов и взаимодействовал с различными компонентами почвы. В связи с проблемами, связанными с изучением состояния 90 Sr на агрегатном уровне, нами была выполнена оценка роли илистой фракции почв, входящей в агрегаты любого размера, в связывании 90 Sr, а также изучено послойное распределение данного радионуклида внутри агрегатов разного размера при его поступлении в почвенную массу из корней живущего растения. В качестве примера илистая фракция была выделена из фракции агрегатов, имеющих размер 7-10 мм по методу Качинского Н.А. (Ганжара, и др., 2002) и в ней определялось содержание радиостронция (рис. 24). представленные на рисунке 23, показывают, что концентрация Результаты, 90 Sr в илистой фракции приблизительно в 6 раз превышала его среднее содержание в почве. Очевидно, что этот результат связан с повышенным содержанием в составе ила гумусовых веществ и повышенной ЕКО данной гранулометрической фракции. Для изучения послойного распределения 90 Sr внутри агрегата были использованы агрегаты трех размеров: 0,25-1 мм; 3-5 мм и 7-10 мм. Разделение по слоям было выполнено путем последовательного отмывания на сите с ячейками 0,25 мм в воду. Отмытая после каждого погружения почвенная масса собиралась, высушивалась, взвешивалась и в ней определялась удельная активность 90Sr. 78 Рисунок 24 – Соотношение содержания радиостронция в илистой фракции и почвенной массе, из которой данная фракция была выделена Отмытая почвенная масса агрегатов каждого размера делилась на 6 равных частей по массе, которые были обозначены как 5 слоев, 1-5, начиная с периферии агрегата, и центральная часть агрегата – «ядро». При таком разделении, естественно, толщина каждого слоя в агрегатах одного размера, а также одного слоя в агрегатах разного размера будут различаться, но при необходимости они могут быть оценены расчетным путем. Полученные результаты (рис. 25) свидетельствуют, что 90 Sr распределился во всем объеме агрегата. В первом приближении можно принять, что это распределении равномерное, за исключением повышенной концентрации радионуклида в центральной части агрегата. Мы пытались связать эту особенность с неоднородным распределением всех форм органического вещества в объеме агрегата. Для этой цели для всех послойных образцов были определены потери от прокаливания (прил. Б, табл. 15). Возможно, что полученный результат на образцах, взятых в конце вегетационного опыта, связан с изменением распределения 90Sr внутри агрегата на протяжении опыта. Процессы диффузии, приводящие к равномерному 79 распределению радиостронция возрастающими во времени в объеме процессами агрегата, сопровождаются преимущественного корневого поглощения с поверхности агрегатов. Размер фракции, мм 1-2 Cлой №1 Cлой №2 3-5 Cлой №3 Cлой №4 Cлой №5 Ядро 7-10 0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 Скорость счета, имп/с·г Рисунок 25 – Распределение удельной активности 90Sr по слоям различных фракций почвенных агрегатов 4.4 Обсуждение результатов В результате экспериментов по поглощению агрегата установлено преимущественное 90 Sr из различных частей поглощение радионуклида с поверхности агрегатов. Методика экспериментов, в частности, использование агрегатов с различным распределением радиостронция в объеме агрегата, дает основание утверждать, что полученный результат не зависит от методики опытов, что преимущественное поглощение с поверхности – это результат, прежде всего, распределения растущих корневых масс в основном в межагрегатном поровом пространстве почвы. Следовательно, преимущественное корневое поглощение с поверхности агрегата, полученное для 90 Sr, можно экстраполировать и на другие элементы, которые могут быть распределены равномерно в объеме агрегата. Если же имеет место концентрирование вещества на поверхности агрегата, как, 80 например, токсичных веществ аэральных загрязнений, то эффект преимущественного корневого поглощения с поверхности агрегата будет усиливаться. В случае 90 Sr эффект поверхностного концентрирования за счет сорбции аэральных загрязнений, очевидно, существует, но он не является столь устойчивым и продолжительным, как в случае 137 Cs. Различия между 90Sr и 137 Cs, в их поведении на агрегатном уровне связаны с тем, что изменение состояния 90Sr на агрегатном уровне определяется не только переагрегированием почвенной массы, как в случае с радиостронция. 137 Cs, но и относительно высокой скоростью диффузии Также характеризующих связано корневое концентрирования с высокими поглощение значениями данного элемента, величин, т.е. зоны 90 Sr будут неустойчивы еще и за счет высокого уровня корневого поглощения элемента из этих зон. Таким образом, устойчивость любых очагов концентрирования элемента в почве на агрегатном уровне будет зависеть: а) от физической устойчивости почвенных агрегатов; б) от прочности сорбционного закрепления и масштабов диффузионного перемещения элемента; в) от биофильности данного элемента и размеров его корневого поглощения. Пока представляется затруднительной количественная оценка этих факторов в сопоставимых единицах измерения. Полуколичественная оценка с мечеными по цвету агрегатами показала, что для 90 Sr более весомый вклад в перераспределении вещества на агрегатном уровне вносит диффузия по сравнению с переагрегированием. Изучение распределения направленности пространственного и компонентного 90 Sr в почвах на агрегатном уровне обнаруживает четкую тенденцию к равномерному распределению между агрегатами разного размера во внутриагрегатном пространстве, а также преимущественное связывание компонентами илистой фракции. Обнаруженные тенденции, в частности концентрирование 90 отклонения от 90 Sr данной Sr во фракции самых мелких агрегатовпри его поступлении в почву из корневых систем, по-видимому, связано 81 с деятельностью растущих и отмирающих корней растений. Этому вопросу посвящена следующая глава диссертации. 82 ГЛАВА V РОЛЬ РАСТЕНИЙ В ПРОСТРАНСТВЕННОЙ ДИФФЕРЕНЦИАЦИИ СОСТОЯНИЯ 90Sr В ПОЧВЕ НА АГРЕГАТНОМ УРОВНЕ 5.1 Литературные сведения и постановка вопроса В литературе неоднократно обсуждались отдельные аспекты проблем, связанных с наличием существенных различий в составе и свойствах почвенной массы, а также процессов имеющих место в поровом пространстве почвы, на поверхности почвенных агрегатов и во внутрипедной массе (ВПМ) (Вильямс, 1893; Тягны-Рядно, 1962; Ванькова, 2011; Фокин, и др., 2003). Можно выделить несколько наиболее часто обсуждаемых версий, связанных с механизмами и причинами дифференциации состава и свойств почвы на агрегатном уровне: 1. Существенные различия в количестве и соотношении отдельных групп почвенных микроорганизмов на поверхности агрегатов и во внутрипедной массе, связанные с контрастными окислительно-восстановительными условиями в объеме агрегата. Следствием этих различий является дифференциация условий микробиологической и химической трансформации органических и минеральных соединений в различных частях агрегата, что приводит, в свою очередь, к дифференциации вещественного состава поверхностной и внутрипедной масс ВПМ (Ванькова, 2011; Вильямс, 1893; Вильямс, 1939). 2. Различия во взаимодействии мигрирующих в почве растворов с поверхностью агрегатов и ВПМ. Водная миграция в почвах происходит преимущественно в межагрегатном поровом пространстве, и вещества почвенных растворов мало влияют на ВПМ (Шеин, и др., 2002; Шеин, и др., 1997, Stumm, 1992). 3. примере Наиболее убедительное проявление такого механизма показано на формирования кутан сложного состава на стенках трещин и 83 миграционных каналов в иллювиальных горизонтах текстурно- дифференцированных почв подзолистого типа (Бронникова, и др., 2005). 4. Во второй половине прошлого века начал активно обсуждаться еще один аспект дифференциации состава почв на агрегатном уровне, связанный с обострением проблемы химического и радиоактивного загрязнения почв. При поступлении загрязнений в агрегированную почву их первичное взаимодействие, прежде всего сорбционное закрепление, происходит не со всей почвенной массой «равномерно», а преимущественно с поверхностью агрегатов и формированию градиентов концентрации загрязняющих веществ на агрегатном уровне почв (Фокин, и др., 2003). Почвенно-генетические и биологические аспекты проблемы дифференциации состава, свойств и процессов на поверхности почвенных агрегатов, во внутрипедной массе и в поровом пространстве почвы, а также актуальность изучения поведения загрязняющих веществ в почвах побудили исследователей к поиску эффективных приемов раздельного аналитического изучения названных объемов и поверхностей почвенной массы (Тягны-Рядно, 1962; Фокин, и др., 2013). Проведенные исследования дали основание для предположения, что дифференциация на агрегатном уровне динамична во времени, благодаря действию различных процессов, направленных как на формирование и восстановление градиентов концентраций, так и на их уничтожение. К числу первых можно отнести три перечисленные выше: дифференциация окислительновосстановительных условий на агрегатном уровне, различия во взаимодействии мигрирующих веществ с поверхностью агрегатов и ВПМ, преимущественное первичное взаимодействие поллютантов с поверхностью агрегатов. К процессам, нивелирующим градиенты концентраций, можно отнести следующие. 1. Диффузия, которая проявляется, прежде всего, для слабосорбирующихся веществ. Например, в большинстве типов почв трудно ожидать наличие устойчивых градиентов концентрации на агрегатном уровне для нитратов. 84 2. Переагрегирование почвенной массы, которое может происходить с разной скоростью благодаря действию естественных процессов разрушения и новообразования агрегатов, а также под влиянием агротехнических приемов. Характерные времена для процессов естественного переагрегирования в условиях дерново-подзолистой почвы под залежью и темно-серой лесной почвы под лесополосой составляли единицы лет (Фокин, и др., 2013). 3. Преимущественно корневое поглощение элементов, сконцентрированных на поверхности агрегатов, по сравнению с ВПМ. Например, было обнаружено, что 90 Sr и 137 Cs поглощались с поверхности почвенных агрегатов в разы более интенсивно, чем из ВПМ. По-видимому, все естественные процессы, направленные как на формирование, так и на разрушение градиентов концентраций веществ и организмов на агрегатном уровне имеют различную сезонную интенсивность, зависят от фаз развития растений, поступления в почву отмершей биопродукции и условий для ее микробиологической трансформации, особенностей сезонной динамики миграционных процессов и т.д. В перечисленных выше примерах не рассматривается влияние растений на формирование дифференцированного состояния вещества на агрегатном уровне. Между тем, на наш взгляд, именно растения играют основную роль в этих процессах. Механизмы формирования пространственной дифференциации веществ на агрегатном уровне под влиянием растений представляются следующим образом. Корни, обогащенные по сравнению с почвенной массой каким-либо элементом, локализуются в межагрегатном пространстве почвы и во внутриагрегатных порах. Отдельные продукты микробиологического разложения и гумификации отмершей корневой массы диффундируют к поверхности агрегатов и стенкам пор, удерживаются на них за счет различных адгезионных механизмов, формируя их вещественный состав. Возможно, что на состав и свойства поверхности агрегатов и стенок пор оказывают влияние и корневые выделения растений. 85 Для полноты представлений о роли корней в формировании градиентов концентрации веществ на поверхности агрегатов и во внутрипедной массе необходимо также учитывать наличие противоположно направленных процессов преимущественного корневого поглощения веществ с поверхностей агрегатов и пор, которые разобщены во времени. Таким образом, можно предположить наличие определенной сезонной динамики, в которой чередуются процессы преимущественного восстановления и формирования поверхностных аккумуляций на агрегатном уровне и периоды их деструкции. В данной главе мы рассматриваем результаты экспериментального исследования перехода двух искусственных радионуклидов – 90 Sr из корневых систем растений в почвенную массу и их распределение между различными фазами и частями агрегатов и порового пространства почвы. 5.2 Оценка роли корней в дифференциации состояния 90Sr в почве Дифференциация состава и свойств почвы на агрегатном уровне под влиянием корневых систем растений связана с характером распределения живой корневой массы и растительных остатков (детрита) в межагрегатном и внутриагрегатном поровом пространстве. Нами в первую очередь была проведена попытка оценить пространственные характеристики исследуемой почвы. В таблице 10 показаны результаты полученных данных. Обращаем внимание на показатели, имеющие существенное значение в наших исследованиях. Общий объем порового пространства занимает более половины от общего объема почвенной массы. Объемы внутриагрегатной пористости и межагрегатного пространства приблизительно сопоставимы для почвы, но межагрегатное пространство на 2030% уступает объему внутриагрегатной пористости. Данные по содержанию растительных остатков в почвенной массе приведены для агрегатов размером 7-10 мм. 86 Таблица 10 – Некоторые физические показатели темно-серой лесной почвы (0-10 см) и распределение органических остатков в поровом пространстве Показатели % от общего объема Плотность почвы (ρп), г/см3 1,1 Плотность твердой фазы (ρт), г/см3 2,4 Доля твердой фазы в единице объема (Vт), % 46,0 Общий объем порового пространства (VП), % 54,0 Объем агрегатов (Vа), % 77,0 Внутриагрегатная пористость (Vпа), % 31,0 Межагрегатное пространство (Vпм), % 23,0 Корни и детрит в агрегатах 7-10 мм (DА), % 2,0 Живые корни в межагрегатном пространстве (КМ), % 1,0 Примечания: показатели ρп и ρт получены общепринятыми методами (Шеин, и др., 2007); Vа – по увеличению общего объема при погружении агрегатов, поровое пространство которых заполнено расплавленным парафином; в воду ; DА – путем отделения водной суспензии корней и органических остатков на сите 0,5 мм, визуального отделения кварцевых зерен с учетом зольности выделенного материала; КМ – путем ручного отбора свежих корней из образцов без разрушения агрегатов. Остальные показатели получены расчетным путем. Таким образом, сложение исследуемой почвы и структура порового пространства обеспечивают возможность формирования очагов концентрирования 90Sr в составе растительных остатков. Однако следует оговориться, что количественная оценка этих данных носит весьма приближенный характер и достаточно условна, что связано с методикой их определения. 87 Радиостронций при нанесении на листья крайне медленно перераспределяется по растению. В большинстве случаев радионуклид не достигает корневых систем или поступает в ничтожных количествах. В связи с этим в экспериментах была использована методика включения радиостронция в корневые системы, изложенная в соответствующем разделе (2.2.2). Прежде всего, было изучено распределение радиостронция между агрегатами разного размера (рис. 26). Как видно из рисунка 90 Sr оказался приблизительно равномерно распределен между фракциями разного размера, различия находятся в пределах стандартного отклонения (7%). Полученные результаты подтверждают статистическую природу наблюдаемых процессов. Отдельные взаимодействия растущих корневых масс с системой агрегатов разного размера носят случайный характер. Сорбционные взаимодействия и концентрирование радионуклида на поверхности агрегатов, по-видимому, не происходит, поскольку не наблюдается возрастание содержания радионуклида в образцах с агрегатами малого размера и, следовательно, с более высокими значениями суммарной площади поверхности агрегатов. Отсутствие концентрирования 90 Sr на поверхности агрегатов в условиях наших экспериментов подтверждено и прямым сравнением удельных активностей механически удаленной поверхности агрегатов и внутрипедной массы, которые в пределах статистического разброса не различались. Таким образом, при поступлении 90 Sr в почву из загрязненной растительности сорбционных градиентов концентрации на поверхности агрегатов не происходит. Однако это не означает, что такие градиенты не образуются, если первичное взаимодействие выпадающего 90Sr происходит не с растительностью, а непосредственно с почвенной массой. Вероятно, сорбционные градиенты 90 Sr на поверхности агрегатов образуются. Однако вследствие относительно высокой скорости диффузии данного радионуклида в почвах эти градиенты быстро размываются. 88 25,00 Скорость счета, % от max 20,00 15,00 10,00 5,00 0,00 >10 7-10 5-7 3-5 2-3 Размер фракции, мм 1-2 <1 Рисунок 26 – Относительное распределение активности 90Sr по фракциям агрегатов разного размера при поступлении радионуклида в почву из корней гороха. За 100% принята сумма удельных активностей отдельных фракций 5.3 Изучение распределения 90Sr в различных группах органического вещества почвы Следующей нашей задачей была проверка возможности дифференциации состояния 90 Sr на агрегатном уровне за счет концентрирования радионуклида в составе растительных остатков. Для изучения распределения радиостронция между различными фазами органического вещества почвы, нами были выделены 4 группы органического вещества: а) корни из межагрегатного пространства; б) корни из внутрипедного объема с примесью минеральных частиц; в) детрит из внутрипедного объема с примесью минеральных частиц; г) почвенная масса с частично удаленными корнями и детритом. 89 После разделения были измерены относительные удельные активности каждой из выделенных групп. Для сравнения были использованы почвы из двух вегетационных опытов: 1) после 2х месячной вегетации гороха с введением 90 Sr в состав корней; 2) после двух последовательных вегетаций гороха и бобов общей продолжительностью 5 месяцев и введением 90 Sr в почву, данный опыт подробно описан в предыдущей главе. Полученные результаты представлены в таблице 11 (прил. В, табл. 18). Поскольку выделенные компоненты представлены по-существу смесью органических, минерально-органических и минеральных составляющих почвы, было бы интересно оценить содержание 90 Sr не только на единицу массы выделенного материала, но и на единицу массы органического вещества. Пересчет на органическое вещество был сделан на основании определения зольности выделенного материала и гумуса в остатке почвы. В представленных данных, прежде всего, бросается в глаза повышенная активность корней, выделенных из межагрегатного пространства почвы, на порядок превышающая активности всех остальных фракций почвы. Очевидно, это связано с тем, что исходно активность была введена в корневую массу. В связи с 90 медленным передвижением Sr в составе растений значительная часть радионуклида не успевает достичь самых тонких корней из внутрипедного объема и перераспределиться более равномерно по всем тканям растения. В почве из вегетационного опыта, в котором радиостронций вносился непосредственно в почву, наблюдалось относительно равномерное распределение 90 Sr в различных фракциях органических остатков. Повышенное по сравнению с почвенной массой содержание 90Sr в корнях и детрите свидетельствует о важной роли органических остатков в концентрировании и удержании данного радионуклида, во всяком случае, на начальных этапах его перехода из неразложившихся корней в различные компоненты почвы. 90 Таблица 11 – Распределение 90Sr между выделенными компонентами почвенной массы, имп/с·г 2х месячная вегетация гороха с 90 введением Sr в корни Компоненты На общую массу В пересчете на 1 г органического вещества 2 последовательные вегетации гороха и бобов с введением 90Sr в почву На общую массу В пересчете на 1 г органического вещества Корни из межагрегатного 330±200 350±210 55±5 58±5 26±13 52±25 33,4±14 68±29 16±4 77±20 15±5 73±21 14±5 280±100 14±4 280±80 пространства Корни из внутрипедного объема с примесью минеральных частиц Детрит из внутрипедного объема с примесью минеральных частиц Гумусированная почвенная масса с частично удаленными корнями и детритом Концентрирование 90Sr, возможно временное, в фазе органических остатков обусловлено, во-первых, переходом неразложившихся корней в детрит и, вовторых, активным формированием в разлагающихся растительных остатках функциональных групп, в частности, карбоксильных, способных удерживать стронций по обменному типу. Возможно, что со временем будет иметь место постепенный переход 90 Sr из фазы растительных остатков в фазу собственно гумусовых веществ, связанных минеральной частью почвы. 91 Для проверки данного предположения мы численно сравнили распределение 90Sr между выделенными фракциями, представленными выше Для упрощения выделяемые фракции обозначим условно: Км – корни из межагрегатного пространства; Кв – корни из внутрипедного объема; Д – детрит, Г – гумусовые вещества. Концентрацию 90Sr в корнях межагрегатного пространства примем за 1. Тогда соотношение концентраций Км : Кв : Д : Г в расчете на единицу массы органического вещества фракций будет выглядеть следующим образом: а) после двухмесячного вегетационного опыта: 1 : 0,14 : 0,22 : 0,80; б) после последовательной вегетации с общим сроком 5 мес.: 1 : 1,2 : 1,3 : 4,8. Полученное сравнение свидетельствуют о переходе 90 Sr по цепочке от корней через фазу детрита к гумусированной части почвы и аккумуляции в фазе гумусовых веществ или минерально-гумусовых соединений. В гумусированной части почвы много 90Sr (280±90) но эта форма «не работает» на дифференциацию, поскольку гумус со 90Sr «распределен» по всей почвенной массе. 5.4 Обсуждение результатов Итак, представленные результаты свидетельствуют, что корневые системы растений формируют пространственную дифференциацию состояния 90 Sr на агрегатном уровне. Радиостронций, накопленный в корневых системах растений, формирует очаги повышенной концентрации радионуклидов в форме детрита, основная часть которого локализована в межагрегатном поровом пространстве и меньшая – во внутриагрегатных порах (Поликарпов, 1961). Такой тип локализации в сочетании с обменным характером сорбционного поглощения, а также близкая аналогия с биофильным кальцием способствуют активному поступлению 90 Sr в растения. Радистронций в составе растительных остатков доступен для корневого поглощения, как пространственно, так и по физикохимическому состоянию. При этом активная диффузия, характерная для 90 Sr, направлена на равномерное распределение радионуклида во всей почвенной массе. Однако растения, благодаря масштабному поглощению 90 Sr и его 92 последующему возврату в почву в составе корневых остатков постоянно восстанавливают и поддерживают сложившиеся градиенты концентрации. 93 ВЫВОДЫ 1. 90 Изучение кинетики сорбции кинетики сорбции Sr показало наличие двух стадий 90 Sr2+ (условно быстрой и медленной), свидетельствующее об участии в процессе сорбции качественно различных сорбционных групп и их возможной пространственной дифференциации, в частности, на поверхности или внутри почвенных агрегатов. Методом прерывания сорбционного процесса было установлено участие процессов внутренней диффузии в сорбционном перераспределении 90Sr на агрегатном уровне почвы. 2. Средняя скорость диффузионного перемещения 90 Sr по наблюдениям в течение 1 года составила около 1,5 см/год. Обнаружено снижение скоростей диффузионных потоков 90 Sr в течение года наблюдений во времени. Поскольку скорость диффузионного перемещения 90 Sr в почве, как минимум, на порядок ниже линейной скорости роста корней, можно полагать, что именно прирост корневых масс, а не диффузия, имеет решающее значение в первичном контакте всасывающих корней и 90Sr. 3. Вегетационные опыты, проведенные различное распределение с агрегатами, имеющими 90 Sr в объеме агрегата (поверхностное, внутрипедное и тотальное), показали преимущественное 2-3х кратное поглощение радионуклида с поверхности агрегата. Данное преимущество связано, прежде всего, с преимущественной локализацией на начальных стадиях их роста в межагрегатном поровом пространстве. Полученный результат, вероятно, можно экстраполировать и на другие элементы, необходимые для растений, особенно на начальных стадиях развития растений до начала проникновения растущих корней во внутриагрегатное поровое пространство. 4. Локализация 90 Sr на поверхности агрегатов, возникающая при сорбционном взаимодействии радиоактивных загрязнений с агрегированной почвой, в отличие от сорбционной локализации 137 Cs, не устойчива. Она практически полностью исчезает за две вегетации растений в условиях вегетационного опыта, при этом имеет место тенденция гомогенного 94 распределения 90 Sr между агрегатами 90 размера и почвенными 90 компонентами, активно сорбирующими неустойчивости сорбционных очагов разного Sr. В качестве основных причин Sr на поверхности агрегатов можно назвать: обменный тип сорбционного поглощения 90 Sr2+ почвой, относительно высокие скорости его диффузионного перемещения в почве, преимущественное поглощение радионуклида с поверхности агрегатов растениями, а также естественные процессы переагрегирования почвенной массы. 5. Высокие уровни поступления 90 Sr из почвы в растения (Кн=1-300) способствуют формированию очагов концентрирования радионуклида в форме органических остатков. Максимальные уровни концентрации 90 Sr обнаруживаются в составе свежих негумифицированных корневых остатков и детрита разной степени гумификации. Концентрация 90Sr в составе органических остатков разной степени разложения до 8 раз превосходит концентрацию радионуклида в составе почвенной массы отделенной от растительных остатков. Таким образом, концентрирования растения постоянно возобновляют органогенные очаги 90 Sr и противостоят действию абиотических факторов, в первую очередь, диффузии, направленных на гомогенизацию распределения 90Sr в почве. 95 ЗАКЛЮЧЕНИЕ В заключение несколько слов о возможности экстраполяции полученных результатов на другие элементы, их использования в решении вопросов о доступности элементов питания для растений, а также перспективах исследований в данном направлении. Есть основания предполагать, что не только в случае рассмотренного радионуклида, но и большинства как макро-, так и микроэлементов, входящих в группу биофильных, корневые системы растений способствуют формированию на агрегатном включающего уровне дифференцированного отдельные зоны, очаги или почвенного пространства, поверхности, отличающиеся повышенной доступностью элемента для растений (тот же принцип реализуется, например, на профильном уровне почвы, при формировании гумусовоаккумулятивных горизонтов). Таким образом, агрегированные почвы представляют собой гетерогенную для корневого питания среду, дифференцированную в пространстве не только на профильном, но и на агрегатном уровне. Для 90Sr зоны повышенной доступности на агрегатном уровне представлены органическими остатками локализованными в разной различных степени частях разложения порового и гумификации, пространства почв, поверхностями агрегатов и внутриагрегатного порового пространства, а также возможно, минерально-гумусовыми пленками на поверхности почвенных частиц. Пространственная дифференциация почв по условиям корневого питания на разных уровнях ее структурной организации дает основания для развития представлений о доступности элементов питания для растений. Традиционный подход к оценке доступности физико-химическими методами сводится, в основном, к определению количества элемента, переходящего в различные вытяжки их искусственно гомогенизированного образца. Обозначим эту доступность, как физико-химическую. Между тем, в пространственно- дифференцированной по составу и состоянию элемента почве имеет смысл 96 постановка вопроса о пространственной доступности элемента, который может быть вполне доступен для растений по физико-химическому состоянию, но малодоступен по пространственной локализации в почвенном пространстве, или наоборот. В качестве примера сравним изменения доступности для растений двух главных дозообразующих радионуклидов – 137 Cs и 90 Sr. 137 Cs при первичном взаимодействии радиоактивных выпадений с агрегированной почвой сорбируется поверхностью агрегатов, что создает условия его пространственной доступности для корневых систем. Однако прочное сорбционное закрепление данного радионуклида ограничивает его физико-химическую доступность для растений. Постепенное переагрегирование почвенной массы, при которой значительная часть 137 Cs, первоначально локализованная на поверхности агрегата оказывается во внутрипедной массе, существенно снижает и пространственную доступность радиоцезия. Это наглядно подтверждается снижением его поступления в растения с течением времени (а не только увеличением прочности его сорбционного закрепления). Обменное поглощение 90 Sr изначально обеспечивает его высокую физико- химическую доступность для растений. Формирование зон локализации 90 Sr в составе органических остатков, особенно в межагрегатном поровом пространстве, обеспечивает дополнительно еще и высокий уровень пространственной доступности для растений данного радионуклида. Различия физико-химической и пространственной доступности еще более выразительно проявляются на профильном уровне, однако этот вопрос выходит за рамки нашей работы В исследовании различных видов доступности элементов для растений главная сложность – это раздельный учет поступления элемента из различных химических форм, состояний, фаз или частей почвенного пространства. Единственно возможный прямой путь решения этой задачи – использование изотопно-индикаторного метода. Его эффективность была доказана во многих исследованиях в области агрохимии. 97 Тем не менее, огромный пласт проблем, связанных с физиологией корневого питания в почвенных условиях, отличающихся исключительным разнообразием состояния элементов питания и загрязняющих веществ, остается неисследованным. 98 СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ 1. Агапкина, Г.И. Органические формы соединений искусственных радионуклидов в почвенных растворах природных биогеоценозов /Г.И. Агапкина // Радиационная биология. Радиоэкология. - Москва. - 2002. - №4 : Т. 42. - С. 404-411 2. Агапкина, Г.И. Динамика содержания и органические формы соединений радионуклидов в жидкой фазе лесных почв зоны загрязнения ЧАЭС /Г.И. Агапкина, Ф.А. Тихомиров, А.И. Щеглов // Экология. - 1994. - №1. - С. 21-28 3. Александрова, Л.Н. Органическое вещество почвы и процессы ее трансформации / Л.Н. Александрова - Л.: Наука, Ленингр. отд-ние, 1980. - 287 с. 4. Алексахин, Р.М. Сельскохозяйственная радиоэкология / Р.М. Алексахин, Н.А. Корнеева - Москва : Экология, 1992. - 400 с. 5. Алексахин, Р.М. Ядерная энергия и биосфера / Р.М. Алексахин - Москва : Энергоатомиздат, 1982. - 215 с. 6. Алексахин, Р.М. Биогеохимические аспекты миграции естественных и искусственных радионуклидов / Р.М. Алексахин, Ф.А. Тихомиров // Биогеохимические циклы в биосфере. - Москва : Наука, 1976. - С. 285-291 7. Антипов-Каратаев, И.Н. К изучению природы почвенного поглощающего комплекса : Связывание анионов и Ca почвами и их компонентами при различных значениях рН среды / И.Н. Антипов-Каратаев // Труды Ленинградского отделения / Акад. с.-х. наук, Всесоюз. НИИ удобрений и агропочвовед. - Ленинград : ВАСХНИЛ, 1933. - №23. - 34 c. 8. Аристовская, Т.В. Микробиология процессов почвообразования / Т.В. Аристовская - М.: Рипол Классик, 1980. - 187 с. 9. Архипов, Н.П., Некоторые особенности внекорневого загрязнения сельскохозяйственных растений в разных почвенно-климатических зонах страны / Н.П. Архипов, Л.Т. Февралева - Москва : [б.н.], 1978. 10. Афонина, Н.Л. Сорбция фосфат-ионов почвами и минералами / Н.Л. Афонина, О.Г. Усьяров // Агрохимия. - 1982. - №10. - С. 129-138 99 11. Балонов, М.И. Облучение населения Российской Федерации вследствие аварии на Чернобыльской АЭС /М.И. Балонов // Радиация и риск // Бюллетень Национального радиационно-эпидемиологического регистра. - 1996. №7. 12. Баранова, З.А. Доступность 90Sr и 137Cs растениям пшеницы из различных фракций органического вещества почвы /З.А. Баранова, Н.А. Величко, И.Ф. Зубарева, М.К. Мельникова // Агрохимия. - 1985. - №1. - С. 86-88. 13. Белова, Е.И. Роль диффузии в перемещении стронция-90 по профилю почв / Е.И. Белова, Р.И. Погодин, А.Я. Коготков // Радиобиология. - 1971. - №13. 14. Бобовникова, Ц.И. Химические формы нахождения долгоживущих радионуклидов и их трансформация в почвах зоны аварии на ЧАЭС / Ц.И. Бобовникова, Е.П. Ирченко, А.В. Коноплев, А.А. Сиверина, И. Г. Шкуратова // Почвоведение, 1990. - №10. - С. 20-25 15. Богдевич, И.М. Защитные агрохимические мероприятия в АПК Республики Беларусь / И.М. Богдевич, А.Г. Подоляк, И.Д. Шмигельская // Агрохим. вестник. - 2006. - №2. - С. 13-19 16. Бондарь, П.Ф. Доступность 137Cs и 90Sr растениям из различных компонентов почвы / П.Ф. Бондарь, Г.С. Шманай, Л.С. Ивашкевич // Почвоведение. - 2000. - №4. - С. 439-444 17. Бочкарев, В.М. Миграция стронция-90 и церия-144 в почвах различного механического состава / В.М. Бочкарев, 3.Г. Антропова, Е.И. Белова // Почвоведение. - 1964. - №9. 18. Бронникова, М.А. Кутаны в текстурно-дифференцированных почвах / М.А. Бронникова, В.О. Таргульян - М.: Академкнига, 2005. - 244 с. 19. Булгаков, А.А. Диффузионная модель фиксации радионуклидов почвами. Сравнение с экспериментальными данными и другими моделями / А.А. Булгаков, А.В. Коноплев // Геохимия. - 2001. - №2. - С. 218-222 20. Ванькова, А.А. Микробиологическая активность на поверхности и внутри почвенных агрегатов / А.А. Ванькова, М.И. Умер // Известия ТСХА. Москва, 2011. - №6. - С. 78-83 100 21. Василенко, И.Я. Стронций радиоактивный / И.Я. Василенко, О.И. Василенко // Энергия: экономика, техника, экология.. - 2002. - №4. - С. 26-32 22. Вильдфлуш, Р.Т. Миграция подвижных форм азота, фосфора и калия в почве при ленточном внесении удобрений / Р.Т. Вильдфлуш // Научн. тр. Белорус. СХА. Горки. - 1971. - Т. 74. - С. 107-118 23. Вильямс, В.Р. Опыт исследования в области механического анализа почв / В.Р. Вильямс // Известия ПСХА. - 1893. - С. 2-3 24. Вильямс, В.Р. Почвоведение. Земледелие с основами почвоведения / В.Р. Вильямс. - Москва : Сельхозгиз, 1939. - 458 с. 25. Ганжара, Н.Ф. Практикум по почвоведению / Н.Ф. Ганжара, Б.А. Борисов, Р.Ф. Байбеков. - Москва : Агроконсалт, 2002. - 280 с. 26. Гапон, Е.Н. Обменные реакции почв / Е.Н. Гапон // Почвоведение. - Москва, 1934. - 2. - С. 190-201 27. Гедройц, К.К. Учение о поглотительной способности почв / К.К. Гедройц // - М.: Ред.-изд. ком. Нар. ком. земледелия, 1922. - 56 с. 28. Гельферих, Ф. Иониты. Основы ионного обмена / Ф. Гельферих. - Москва, 1962. - 492 с. 29. Гилис, М.Б. К вопросу о передвижении удобрений в почве путем диффузии / М.Б. Гилис // Труды ВИУАА (Минеральные удобрения II. Техника внесения удобрений). - Москва, 1935. - С. 11-14 30. Головкин, Г.В. Сорбция пестицидов компонентами почвы / Г.В. Головкин, Л.Л. Воловник // Химия в сельском хозяйстве. - 1976. - №9. - С. 48-57 31. Гольцев, В.Ф. К вопросу о сравнительном поведении в почвах и поступлении в сельскохозяйственные растения стронция и кальция / В.Ф. Гольцев, Р.М. Алексахин // Почвоведение. - 1969. - №12. - С. 40-48 32. Горбунов, Н.И. Поглотительная способность почв и ее природа / Н.И. Горбунов. - Москва : ОГИЗ, Сельхозгиз, 1948. - 218 с. 33. Градусов, Б.П. Роль минеральной части в формировании и воспроизводстве почвенной структуры / Б.П. Градусов, Н.П. Чижикова // Физикохимия почв и их плодородие. М. 1998. С.146- 151 101 34. Гудзенко, В.В. О формах миграции радионуклидов в почвах / В.В. Гудзенко, О.Б. Лысенко // Подвижные формы токсичных элементов в почвах Украины. - Киев : [б.н.], 1993. - С. 61-63 35. Гулякин, И.В. Агрохимия радиоактивных изотопов стронция и цезия / И.В. Гулякин, Е.В. Юдинцев. - Москва : Атомиздат, 1968. - 472 с. 36. Гулякин, И.В. Сельскохозяйственная радиобиология / И.В. Гулякин, Е.В. Юдинцев. - Москва: Колос, 1973. - 272 с. 37. Дерягин, Б.В. Поверхностные силы / Б.В. Дерягин, Н.В. Чураев, В.М. Мулер - М.: Наука, 1987. 398 с. Нерпин С.В., Чудновский Л.Ф. Физика почв. Наука, 1967. 583 с. 38. Добровольский, Г.В. Деградация почв угроза глобального экологического кризиса / Г.В. Добровольский // Век глобализации. - 2008. - №2. С. 54-65 39. Докучаев, В.В. Русский чернозём / В.В. Докучаев. - Санкт-Петербург : тип. Деклерона и Евдокимова, 1883. - 544 с. 40. Ершов, Ю.И. Органическое вещество биосферы и почв / Ю.И. Ершов. - Новосибирск : Наука, 2004. - 104 с. 41. Ефремов, И.В. Математическое моделирование миграции радионуклидов в почвенно-растительных комплексах Оренбуржья / И.В. Ефремов, Н.Н. Рахимова, Е.Э. Савченкова, К.Я. Гафарова // Вестник ОГУ. Оренбург : [б.н.], 2005. - №9. - С. 129 -133 42. Ефремов, И.В. Особенности профильной миграции радионуклидов цезия-137 и стронция-90 в системе почва – растение / И.В. Ефремов, Н.Н. Рахимова, Е.Л. Янчук // Вестник ОГУ. - Оренбург, 2005. - №12. - С. 49 - 54 43. Иванов, А.Ф. О содержании стронция в растениях кормовых, овощных культур и картофеля в конкретных природных условиях / А.Ф. Иванов, Ю.И. Ермохин // Вестник ОмГУ. - Омск, 2014. - С. 15-20 44. Израэль, Ю.А. Экологические последствия радиоактивного загрязнения природных сред в районе аварии Чернобыльской АЭС / Ю.А. 102 Израэль, В.Г. Соколовский, В.Е. Соколов // Атомная энергия. - 1988. - №1: Т. 64. С. 28-40 45. Кабата-Пендиас, А. Микроэлементы в почвах и растениях / А. Кабата- Пендиас, X.Пендиас. - Москва : Мир, 1989. - 439 с. 46. Каблова, К.В. Накопление и распределение долгоживущих радионуклидов 90Sr, 137Cs и органического вещества в почвенном компоненте экосистемы озера малые кирпичики / К.В. Каблова, С.Г. Левина // Вестник Челябинского государственного педагогического университета. - 2013 г. - №7. 47. Кауричев, И.С. Образование водорастворимых органических веществ в почвах как стадия превращения растительных остатков / И.С. Кауричев, И.М. Яшин // Известия ТСХА. - 1989. - №1. - С. 47-57 48. Келлерман, В.В. Физико-химические свойства водоустойчивых агрегатов в различных типах почв СССР / В.В. Келлерман. - Москва: АН СССР, 1959. 49. Клевке, В.А. Технология азотных удобрений В.А. Клевке, Н.А. Поляков. - М.: Рипол Классик, 2013. - 224 с. 50. Клечковский, В.М. Поведение в почвах и растениях микроколичеств стронция, цезия, рутения и циркония / В.М. Клечковский, И.В. Гулякин // Почвоведение. - 1958. - №3. - С. 1-16 51. Климова, Е.В. Формирование первичных градиентов концентраций 137Cs в почвах на агрегатном уровне / Е.В. Климова // Экологическая безопасность в АПК. - 2005 г. - №2. - С. 297 52. Ключников, А.А. Предварительный анализ причин большой аварии на АЭС Фукусима-1 / А.А. Ключников, В.И. Скалозубов, Ф.Д.А. Хадж // Проблеми безпеки атомних електростанцій і Чорнобиля. - 2011. - №17. - С. 8-16 53. Кокотов, Ю.А. Сорбция долгоживущих продуктов деления почвами и глинными минералами / Ю.А. Кокотов, Р.Ф. Попова, А.П. Урбанюк // Радиохимия. - 1961. - №2 : Т. 3. - С. 199 103 54. Кононенко, Л.В. Кинетика обменного и необменного поглощения цезия-137 дерново-подзолистой почвой / Л.В. Кононенко, И.Л. Колябина, Т.И. Коромысличенко // Зб. наук. праць ІГНС НАН та МНС України, 2007. - С. 48-55 55. Кононова, М.М. Органическое вещество почвы, его природа, свойства и методы изучения / М.М. Кононова. - Москва : АН CCCP, 1963. - 314 с. 56. Коноплев, А.В. Распределение радионуклидов, выпавших в результате аварии на Чернобыльской атомной электростанции, в системе «почва — вода» / А.В. Коноплев, В.А. Борзилов, Ц.И. Бобовникова // Метеорология и гидрология. 1988. - №12. - С. 63—74 57. Корнеев, H.A. Снижение радиоактивности в растениях и продуктах животноводства / H.A. Корнеев, А.Н. Сироткин, Н.В. Корнеева. - Москва : Колос, 1977. - 207 с. 58. Круглов, С.В. Физико-химические аспекты загрязнения сельскохозяйственных угодий в результате радиационной аварии в миграции радионуклидов в системе почва-растение / Круглов С.В. - Обнинск, 1997. - 49 с. 59. Кузнецов, В.А. Некоторые особенности геохимии стронция-90 в системе почва–вода / В.А. Кузнецов, В.А. Генералова // ДАН СССР, 1990. - №9 : Т. 34. - С. 841-844 60. Куликов, Н.В. Количественная оценка влияния растительности на вертикальную миграцию радиоактивных изотопов в почве / Н.В. Куликов, Л.И. Пискунов // Методы радиоэкологических исследований: Сборник статей. - 1971. С. 58 61. Куликов, Н.В. Радиоэкология почвенно-растительного покрова / Н.В. Куликов, И.В. Молчанова, Е.Н. Караваева. - Уро АН СССР, 1990. - 169 с. 62. Кутьков, В.А. Облучение жителей Гомельской области,связанное с ингаляцией «чернобыльских топливных частиц» / В.А. Кутьков, Р.И. Погодин, А.М. Скрябин // Радиация и риск. - 1996. - №7. - С. 131-139 63. Лавренчук, В.Н. Глобальные выпадения продуктов ядерных взрывов / В.Н. Лавренчук. - Москва : Атомиздат, 1965. - 411 с. 104 64. Ладонин, Д.В. Влияние железистых и глинистых минералов на поглощение меди, цинка, свинца и кадмия в конкреционном горизонте подзолистой почвы / Д.В. Ладонин // Почвоведение. - Москва, 2003. - №10. - С. 1197-1206 65. Ладонин, Д.В. Соединения тяжелых металлов в почвах - проблемы и методы изучения/ Д.В. Ладонин // Почвоведение. - 2002. - №6. - С. 682-692 66. Лощилов, Н.А. Вертикальная миграция в почвах Полесья радионуклидов выброса ЧАЭС в различных физико-химических формах / Н.А. Лощилов, Ю.А. Иванов, В.А. Кашпаров, С.Е. Левчук, П.Ф. Бондарь, Л.В. Дыренко // Проблемы с/х радиологии. - Киев : УкрНИИСХР, 1991. - С. 36 - 44 67. Лурье, А.А. Радиоэкология леса / А.А. Лурье. - Москва: РГАУ-МСХА им. К. А. Тимирязева, 2010. - 157 с. 68. МАГАТЭ ИНЕС руководство для пользователей международной шкалы ядерных и радиологических событий. - Вена, 2010. - 250 с. 69. Макаров, Б.Н. Газообразные потери азота удобрений и их формы / Б.Н. Макаров // Агрохимия. - Москва, 1969 г. - Т. 2. - С. 3 70. Мамихин, С.В. Имитационная модель поведения 90Sr в почве и древесном ярусе соснового леса / С.В. Мамихин, М.В. Никулина // Радиационная биология. Радиоэкология. - 2005. - №4 : Т. 45. - С. 218 - 226 71. Махонько, К.П. Контроль за радиоактивным загрязнением природной среды в окрестностях АЭС / К.П. Махонько, А.Н. Силантьев, И.Г. Шкуратова. Ленинград : Гидрометеоиздат, 1985. - стр. 136. 72. Мельникова, М.К. О диффузии катионов в воздушно-сухой почве / М.К. Мельникова, В.М. Прохоров // Коллоидный журнал. - 1965. - №3 : Т. 27. - С. 406-411 73. Милановский, Е.Ю. Структура почв / Е.Ю. Милановский, Е.В. Шеин // Природа. - 2003. - №3. - С. 28-33 74. Милановский, Е.Ю. Почвенная структура и органическое вещество типичных черноземов Предуралья под лесом и многолетней пашней / Е.Ю. Милановский, Е.В. Шеин //Вестник ОГУ. – 2005. – №. 2. – С. 113-117 105 75. Минеев, В.Г. Агрохимия / В.Г. Минеев - Москва : Издательство Московского университета, 2004. - 720 с. 76. Мишустин, Е.Н. Микроорганизмы и продуктивность земледелия / Е.Н. Мишустин - Наука, 1972. - 343 с. 77. Моисеенко, Т.И. В.И. Вернадский и экологические проблемы современности / Т.И. Моисеенко // Вестник Тюменского государственного университета. - 2013. - №12. - С. 10-20 78. Муравин, Э.В. Агрохимия / Э.В. Муравин. - Москва : КолосС, 2003. - 79. Мясоедова, Г.В. Хелатообразующие сорбенты / Г.В. Мясоедова, С.Б. 384 с. Саввин - Москва: Наука, 1984. - 171 с. 80. Никольский, Б.П. Обмен катионов в почвах / Б.П. Никольский // Почвоведение. - Москва, 1934. - №2. - С. 180-190 81. Веб-сайт Национальной системы монито- ринга окружающей среды Республики Беларусь (НСМОС) [Электронный ресурс]. – 2007 - Режим доступа: http://www.nsmos.by/ 82. Орлов, Д.С. Химия почв / Д.С. Орлов. - Москва : МГУ, 1992. - 400 с. 83. Орлов, Д.С. Химия почв / Д.С. Орлов. - Москва : МГУ, 1985. - 386 с. 84. Павлоцкая, Ф.И. К вопросу о методике определения стронция–90, стабильного стронция и кальция в почвах и растительных остатках / Ф.И. Павлоцкая, Э.Б. Тюрюканова, В.И. Баранов // Почвоведение. - 1964. - №2 85. Павлоцкая, Ф.И. Миграция радиоактивных продуктов глобальных выпадений в почвах / Ф.И. Павлоцкая. - Москва : Атомиздат, 1974. - 215 с. 86. Павлоцкая, Ф.И. О связи стронция-90 с различными фракциями органического вещества почв / Ф.И. Павлоцкая, Г.Н. Арнаутов, М.И. Блохина. Гос. ком. по использованию атомной энергии СССР, 1973. - 20 с. 87. Павлоцкая, Ф.И. Глобальное распределение радиоактивного стронция по земной поверхности / Ф.И. Павлоцкая, Э.Б. Тюрюканова, В.И. Баранов. Москва: Наука, 1970. - 166 с. 106 88. Петров, В.Г. Исследование сорбции ионов меди (2+) в почвах / В.Г. Петров, М.А. Шумилова, М.В.Лопатина, В.А. Александров // Вестник УдмГУ. 2012. - 4. - С. 74-77 89. Плеханова, И.О. Содержание тяжелых металлов в почвах парков г. Москвы / И.О. Плеханова // Почвоведение. - 2000. - №6. - С. 754-759 90. Поликарпов, Г.Г. Источники радиоактивного загрязнения окружающей среды в России, Украине, Казахстане / Г.Г. Поликарпов, А. Ааркрог // Радиобиология. - 1993. - №1. - С. 15-24 91. Поликарпов, Г.Г. Роль детритообразования в миграции стронция-90, цезия-137 и церия 144 / Г.Г. Поликарпов // Докл. АН СССР. - 1961. - 4: Т. 136. 92. Поляков, Ю.А. Закономерности поведения 90Sr и 137Cs в почве / Ю.А. Поляков // Современные проблемы радиобиологии. - Москва : Атомиздат, 1968. - Т. 2. - С. 92-95 93. Поляков, Ю.А. Радиоэкология и дезактивация почв / Ю.А. Поляков. - Москва : Атомиздат, 1970. - 304 с. 94. Поляков, Ю.А. Диффузия стронция-90 в почвах / Ю.А. Поляков, В.Ф. Гольцов, В.Г. Граковский. - Москва : Атомиздат, 1968. - 15 с. 95. Полянский, Н.Г. Методы исследования ионитов / Н.Г. Полянский, Г.В. Горбуно, Н.Л. Полянская - Химия, 1976. - 208 с. 96. Порядкова, Н. А. Влияние травяного покрова на горизонтальную миграцию радиоизотопа кобальта, стронция, рутения, цезия и церия / Н.А. Порядкова, С.В. Агафонова // Тр. Ин-та биологии УФ АН СССР. - 1965. - №45. С. 107-115 97. Потатуева, Ю.А. Распределение подвижных форм тяжелых металлов, токсичных элементов и микроэлементов по профилю дерново-подзолистой тяжелосуглинистой почвы при длительном систематическом применении удобрений / Ю. А. Потатуева // Агрохимия. - 2001. - Т. 4. - С. 61-69 98. Пристер, Б.С. Изучение характера распределения радиоактивного вещества на местности. Разработка методов определения уровней загрязнения и 107 дозиметрии объектов внешней среды / Б.С. Пристер, Г.П. Шейн, В.М. Перевезенцев, Г.Г. Рябов - Фонд ОНИС ПО "Маяк", инв. № ОН, 1975. - 631 с. 99. Пристер, Б.С. Основы сельскохозяйственной радиологии / Б.С. Пристер. - Урожай, 1991. - 471 с. 100. Пристер, Б.С. Проблемы сельскохозяйственной радиобиологии и радиоэкологии при загрязнении окружающей среды молодой смесью продуктов ядерного деления / Б.С. Пристер - Ин-т проблем безопасности АЭС, 2008. - 320 с. 101. Пристер, Б.С. Миграция радионуклидов в почве и переход их в растения в зоне аварии Чернобыльской АЭС / Б.С. Пристер, Н.П. Омельяненко Л.В. Перепелятникова // Почвоведение. - Москва - 1990. - №10. - С. 51-61 102. Прохоров, В.М. Влияние гумуса на скорость диффузии стронция-90 в кварцевом песке / В.М. Прохоров, А.С. Фрид // Почвоведение. - 1966. - №3. -С. 68 103. Прохоров, В.М. Влияние солевой концентрации почвенного раствора на скорость диффузии в почве микроколичеств стронция / В.М. Прохоров, А.С. Фрид // Радиохимия. - 1965. - №4: Т. 7. - С. 496-498. 104. Прохоров, В.М. Миграция радиоактивных загрязнений в почвах. Физико-химические механизмы и моделирование / В.М. Прохоров. - Москва : Энергоиздат, 1981. - 100 с. 105. Прянишников, Д.Н. Агрохимия / Д.Н. Прянишников. - Москва : Сельхозгиз, 1940. - 644 с. 106. Пшебельский, В.В. О зависимости между запасами подвижных форм питательных веществ в почве, удобрением и урожаем культур на мощном черноземе / В.В. Пшебельский, Е.П. Рудиченко // Агрохимия. - 1969. - №12. - С. 51 107. Рахтеенко, И.Н. Рост и взаимодействие корневых систем древесных растений / И.Н. Рахтеенко. - Минск : АН БССР, 1963. - 254 с. 108. Репях, С.М. Изучение пространственной неоднородности накопления техногенных радионуклидов в компонентах лесного биогеоценоза Красноярского края / С.М. Репях // Химия растительного сырья. - 2000. - №2. 108 109. Романов, В. Прикладные аспекты аварийных выбросов в атмосферу. Справочное пособие / В. Романов. - Litres, 2014. - 3861 с. 110. Романов, Г.Н. Изучение закономерностей непосредственного загрязнения растительности глобальными радиоактивными выпадениями с целью определения уровней радиоактивного загрязнения основных видов сельскохозяйственной продукции / Г.Н. Романов. - Москва : Фонд ОНИС ПО "Маяк", 1968. - 764 с. 111. Рябова, Е.Р. Изучение закономерностей поведения стронция - 90, цезия - 137 и церия - 144 в растениях при некорневом пути загрязнения / Е.Р. Рябова, Б.С. Пристер, Н.Н. Пещерова, Р.Н. Кожевникова. - Фонд ОНИС ПО "Маяк", 1969. - 188 с. 112. Сабанин, А.Н. Краткий курс почвоведения / А.Н. Сабанин. - Москва : Типолитография Рихтер, 1909. - 276 с. 113. Самсонов, А.М. Миграция питательных веществ в почве при локальном внесении минеральных удобрении под виноград в условиях орошения / А. М. Самсонов, В. А. Захарченко ,Ф.М. Шардакова // Агрохимия. - 1979. - №7. С. 97 114. Санжарова, Н.И. Формы нахождения в почвах и динамика накопления 137Cs в сельскохозяйственных культурах после аварии на чернобыльской АЭС / Н.И. Санжарова // Почвоведение. - 1997. - №2. - С. 159-164 115. Семиохин, И.А. Физическая химия / И.А. Семиохин. - М.: МГУ, 2001. - 272 с. 116. Серегина, Ю.Ю. Комплексная оценка загрязнения тяжелыми металлами почвенного покрова прибрежной зоны р. Белая Белорецкого района Республики Башкортостан = Живые и биокосные системы / Ю.Ю. Серегина, И.Н. Семенова, Г.Ш. Кужина. - 2013. - Т. 3. 117. Скрябин, A.M. Закономерности поведения стронция - 90 в пищевых цепях и рационе человека в условиях глобальных радиоактивных выпадений: дис…д-ра биол. наук: 03.00.00 / A.M. Скрябин // Москва, 1971 - 290 с. 109 118. Смирнов, П.М. Вопросы агрохимии азота (в исследованиях с 15N) / П.М. Смирнов. - Москва : ТСХА, 1982. - 74 с. 119. Соколов, А.В. Агрохимия фосфора / А.В. Соколов - М., АН СССР, 1950. - 152с 120. Соколова, Т.А. Сорбционные свойства почв. Адсорбция. Катионный обмен / Т.А. Соколова, С.Я. Трофимов. - Тула : Гриф и К, 2009. - 172 с. 121. Столбовой, В.С. Почвоведение в России: вызовы современности, основные направления развития: Материалы Всероссийской научно-практической конференции с международным участием к 85-летию Почвенного института им. В.В. Докучаева / В.С. Столбовой, Э.Н. Молчанов // Государственная почвенногеографическая база данных – современная модель почвенного покрова России. Москва, 2012. - С. 847-854 122. Тимофеев, Д.П. Кинетика адсорбции / Д.П. Тимофеев - М.: Академии наук СССР, 1962. - 252 с. 123. Тимофеева, М.А. Докл. АН СССР / М.А. Тимофеева. - 1960. - Т. 133. 488 с. 124. Тимофеев-Ресовский, Н.В. Радиоактивность почв и методы ее определения Н.В. Тимофеев-Ресовский, А.А. Титлянова - Москва, 1966. - С. 65-72 125. Тихомиров, Ф.А. Геохимическая миграция радионуклидов в лесных экосистемах зоны радиоактивного загрязнения ЧАЭС /Ф.А. Тихомиров, А.И. Щеглов, О.Б. Цветнова, А.Л. Кляшторин // Почвоведение, - Москва : МГУ, 1990. №10. - С. 41-51 126. Тихомиров, Ф.А. Радиационный мониторинг растительного покрова / Ф.А. Тихомиров, Р.М. Алексахин // Почвоведение. - Москва : МГУ, 1987. - №1. С. 30-35 127. Тихомиров, Ф.А. Некоторые сорбционные свойства гумусовых кислот и влияние их на доступность иода растениям / Ф.А. Тихомиров, С.В.Каспаров, Н.И. Пономарева // Агрохимия. - 1982. - Т. 3. - С. 106-114. 128. Травлеев, А.П. Лес как фактор почвообразования / А.П. Травлеев, Н.А. Белова // Ґрунтознавство. - 2008. - №3 : Т. 9. - С. 6-26 110 129. Троицкий, В.Л. Влияние ионизирующих излучений на иммунитет / В.Л. Троицкий, М.А., Туманян. - Москва : Атомиздат, 1958. - 199с. 130. Тюрюканова, Э.Б. О биогеохимических циклах радионуклидов / Э.Б. Тюрюканова // Тр. Биогеохим. лаб. - 1979. - Т. 17. - С. 143-151 131. Тягны-Рядно, М.Г. Микрофлора почвенных агрегатов и питание растений / М.Г. Тягны-Рядно // Известия АН СССР. - 1962. - №2. 132. Умер, М. У. Пространственная дифференциация микробиологических показателей и процессов корневого поглощения на агрегатном уровне почв: автореф. дис. … канд. биол. наук: 03.02.13 / Умер Мустафа Умер. - М., 2013. - 24 с. 133. Федоров, Е.А. Количественные характеристики зависимости между уровнями загрязнения внешней среды и концентрациями радиоизотопов в некоторых видах сельскохозяйственной продукции / Е.А. Федоров, Г.Н. Романов. - Москва : Атомиздат, 1969. - 308 с. 134. Фесенко, С.В. Математическая модель биологической доступности 137Cs в почвах луговых экосистемах / С.В. Фесенко, С.И. Спиридонов, Р.М. Алексахин, Н.И. Санжарова // Почвоведение. - 1997. - №1. - С. 42-48 135. Фокин, А.Д., Торшин С.П., Каупенйоханн М. Формирование первичных градиентов концентраций 137 Cs в почвах на агрегатном уровне / А.Д. Фокин, С.П. Торшин, М. Каупенйоханн // Почвоведение. 2003. - №8. С. 921-928 136. Фокин, А.Д. Поступление в растения 137 Cs и 90 Sr с поверхности почвенных агрегатов и из внутрипедного пространства / А.Д. Фокин, С.П. Торшин, Ю.М. Бебнева, Р.А. Гаджиагаева, Ю.И. Золотарева, М.И. Умер // М., Почвоведение. – 2014 – №12. – с. 1-10 137. Фокин, А.Д. О возможности применения уравнений внутренней диффузии для описания кинетики сорбционных процессов в почвах / А.Д. Фокин, Е.Д. Чистова // Почвоведение. - 1967. - №6. - С. 78-83 138. Фокин, А.Д. Исследование подвижности фосфатов, связанных с гумусовыми веществами почвы, методом радиоактивных индикаторов / А.Д. Фокин, М.К. Синха // Изв. ТСХА. - 1970. - №2. - С. 149-153 111 139. Фокин, А.Д. Метод исследования деструкции почвенных макроагрегатов по самопоглощению β-излучения 137Cs / А.Д. Фокин, С.П. Торшин // Почвоведение. - 2013. - №4. - С. 426-433 140. Фокин, А.Д. Сельскохозяйственная радиология / А.Д. Фокин, С.П. Торшин, А.А. Лурье - 2-е изд., перераб. и доп. - Санкт-Петербург, 2010. - 416 с. 141. Фрид, А. С. Влияние свойств почвы на диффузионную миграцию в ней стронция-90: автореферат дис. … канд. хим. наук: на соискание ученой степени кандидата химических наук / А.С. Фрид. - Ленинград , 1970. - 17 с. 142. Хан, К.Ю. Строение и устойчивость почвенных агрегатов / К.Ю. Хан, А.И. Поздняков, Б.К. Сон // Почвоведение. - 2007. - №4. - С. 450-456 143. Чертов, О.Г. О моделировании почвенных процессов / О.Г. Чертов, В.М. Прохоров, О.М. Кветная // Почвоведение. - 1978. - Т. 11. - С. 138-146 144. Шеин, Е.В. Теории и методы физики почв / Е.В. Шеин, Л.О. Карпачевский. - М.: Гриф и К, 2007. - 616 с. 145. Шеин, Е.В. Преимущественные пути миграции влаги / Е.В. Шеин, К.А. Марченко // Почвоведение. - 2002. - №1. - С. 45-49 146. Шеин, Е.В. Пространственная вариабельность физических свойств и водного режима чернозема типичного / Е.В. Шеин, О.А. Салимгареева // Почвоведение. - 1997. - №4. - С. 484-492 147. Ширшов, В.А. Сортовые особенности накопления в урожае зернобобовых культур стронция-90 и цезия-137 / В.А. Ширшов, С.С. Шаин // Агрохимия. - Москва, 1971. - №9. - С. 107 148. Ширшова, стронция-90 и Р.А. кальция, Сравнительное цезия-137 и поступление калия в и распределение разных органах сельскохозяйственных растений / Р.А. Ширшова// Агрохимия. - 1973. - №3. - С. 89 149. Штирц, А.Д. Пространственная организация сообщества панцирных клещей (Acari: Oribatida) в почве сельскохозяйственного поля в условиях степной зоны Украины / А.Д. Штирц // Известия Харьковского энтомологического общества. - 2013. - №1 : Т. 21. - С. 49-60 112 150. Щеглов, А.И. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах: По материалам 10-летних исследований в зоне влияния / А.И. Щеглов. - Москва : Наука, 2000. - 268 с. 151. Щеглов, А.И. Биогеохимия радионуклидов чернобыльского вы броса в лесных экосистемах европейской части СНГ / А.И. Щеглов. // Радиационная биология. Радиоэкология. - 1996. - №4 : Т. 36. - С. 437-446 152. Учаев, А.П. Подвижные гумусовые вещества в подзолах лесотундровой зоны / А.П. Учаев, О.А. Некрасова // BioClimLand. - 2013. - №1. С. 58-61 153. Юдинцева, Е.В. Влияние механических фракций дерново-подзолистой почвы и чернозема на накопление стронция-90 и цезия-137 в урожае овса / Е.В. Юдинцева, И.В. Гулякин, З.М. Фоломкина // Известия ТСХА. - Москва, 1968. №4. - С. 134-141 154. Ягодин, Б.А. Агрохимия. / Б.А. Ягодин, Ю.П. Жуков В.И. Кобзаренко - Москва : Колос, 2002. - 584 с. 155. Яшин, И.М. Методология и опыт изучения миграции веществ / И.М. Яшин, Л.Л. Шишов, В.А. Раскатов. - Москва : МСХА, 2001. - 173 с. 156. Akaigbo, F.O.R. Chemical and mineralogical properties of soils in relation to aggregate stability / F.O.R. Akaigbo, C.A.I. Igwu, J.S.C. Mbagwu // Geoderma, 1999. - V. 92, Р. 111-123. 157. Beckett, P.H. Potassium-calcium exchange equilibria in soils: specific adsorption sites for potassium / P.H. Beckett// Soil Sci. - 1964 . - V. 6 : Т. 97. - P. 376383 158. Bruce, R.S. Isotopes in Plant Nutrition and Physiology / R.S. Bruce, R.S. Russel, // Agricultural aspects of acute and chronic contamination situation. - Vienna. 1966. - P. 117-143 159. Crout, N.M.J. Modelling soil transport and plant uptake of radio-caesium / N.M.J. Crout, N.A. Beresford, B.J. Howard, M.H. Unsworth// Transfer of radionuclides in natural and semi- natural environments. - Barking, UK : Elsevier Applied Sciense. 1990. - P. 519-523 113 160. Dimović, Slavko, Speciation of 90 Sr and other metal cations in artificially contaminated soils: the influence of bone sorbent addition / S. Dimović, I. Smičiklas, M. Šljivić-Ivanović // Journal of Soils and Sediments. - 2013. - V. 2. - P. 383-393 161. Douglas, J.T. Stability and organic matter content of surface soil aggregates under different methods of cultivation and in grassland / J.T. Douglas, M.J. Goss // Soil and Tillage Research. - 1982. - V. 2 : Т. 2. - P. 155-175 162. Friedman, S.M. Three Mile Island, Chernobyl, and Fukushima: An analysis of traditional and new media coverage of nuclear accidents and radiation / S.M. Friedman// Bulletin of the atomic scientists. - 2011. - V.5 : Т. 67. - P. 55-65. 163. Gralla, F. The impact of nuclear accidents on provisioning ecosystem services / F. Gralla // Ecological Indicators. - 2014. - Т. 41. - P. 1-14 164. Haratake, M. A. Strontium-90 Sequestrant for First-Aid Treatment of Radiation Emergency /M. A. Haratake // Chemical and Pharmaceutical Bulletin. 2012. - V.10 : Т. 60. - P. 1258-1263 165. Hasegawa, A. Health effects of radiation and other health problems in the aftermath of nuclear accidents, with an emphasis on Fukushima / A. Hasegawa // The Lancet. - 2015. - Т. 386. - P. 479-488 166. Horn, R. Die Bedeutung der Aggregierung für die Druckfortpflanzung in Boden / R. Horn // Zeitschrift fur Pflanzenernahrung und Bodenkunde. - 1987. - P. 1316 167. Hungate, F.F. USAEC Report. Decontamination of plants exposed to a simulated resctor burn. - 1960. - P. HW -63173 168. IAEA, Nuclear Power Reactors in the World // Reference Data Series No. 2. - 2015. 169. Kayser, A.T. Small-scale heterogeneity of soil chemical properties. I A technique for rapid aggregate fractionation / A.T. Kayser, W. Wilcke, M. Kaupenjohann, J.D. Joslin // Zeitschrift fur Pflanzenernahrung und Bodenkunde. 1994. - P. 453-458 114 170. Kersting, А.В. Migration of plutonium in ground water at the Nevada Test Site /А.В. Kersting, D.W. Efurd, D.L. Finnegan, D.J. Rokop, D.K. Smith, J.L. Thompson // Nature 397. - 1999. - P. 56-59 171. Lelieveld, J. Comment on “Global risk of radioactive fallout after major nuclear reactor accidents” by J. Lelieveld et al.(2012) / J. Lelieveld, M.G. Lawrence, D. Kunkel // Atmospheric Chemistry and Physics Discussions. - 2012. - 8 : V. 12. - P. 19303-19309 172. Miller, C.F. Changes in radiosensitivity of pineseedlings subjects to water stress during chronic gamma irradiation /C.F. Miller // ealth physics. - 1965. - № 12 : Т. V. 11. - P. 1653 173. Mulla, D. J. 9 Soil Spatial Variability / D.J. Mulla, A.B. McBratney. - Soil physics companion. – 2001. – 343 р. 174. Negri, M.C. The use of plants for the treatment of radionuclides / M.C. Negri, R.R. Hinchman // Phytoremediation of Toxic Metals: Using Plants to Clean Up the Environment. - New York : John Wiley&Sons. - 2000. - P. 107-132 175. Novikov, A.P. Colloid Transport of Plutonium in the Far-Field of the Mayak Production Association / A.P. Novikov, S.N. Kalmykov, S. Utsunomiya, R. Ewing, C. Florreard, F.A. Merkulov, S.B. Clark, V.V. Tkachev, Myasoedov B.F.// Science. - 2006. - 27. - P. 638-641 176. Robertson, G. P. Exchangeable ions, pH, and cation exchange capacity / G.P. Robertson, P.Sollins, B.G. Ellis, K. Lajtha // Standard soil methods for long-term ecological research. - New York, NY : Oxford University Press. - 1999. - P. 106-114 177. Rogers, S. Nuclear power plant accidents: listed and ranked since 1952 S. Rogers // http://www.theguardian.com/news/datablog/2011/mar/14/nuclear-power- plant-accidents-list-rank. - 18 March 2011. 178. Russell, R.S. Radioactivity and human diet / R.S. Russell // Oxford. : Pergamon Press.. - 1966. 179. Six, J. A history of research on the link between (micro) aggregates, soil biota, and soil organic matter dynamics /J. Six // Soil and Tillage Research. - 2004. - 1 : V. 79. - P. 7-31 115 180. Sparks, D.L. Environmental Soil Chemistry/ D. L.Sparks - San Deigo, CA : Academic Press, 2003. - 2nd ed. : P. 135-191 181. Steinhauser, G. Comparison of the Chernobyl and Fukushima nuclear accidents: A review of the environmental impacts / G. Steinhauser, A. Brandl, T.E. Johnson// Science of the Total Environment. - 2014. - V. 470. - P. 800-817. 182. Sun, K. Assessment of herbicide sorption by biochars and organic matter associated with soil and sediment / K. Sun // Environmental Pollution. - 2012. - V. 163. - P. 167-173 183. Synhaeve, N. Chronic exposure to low concentrations of strontium 90 affects bone physiology but not the hematopoietic system in mice / N. Synhaeve // Journal of Applied Toxicology : 2014. - V.1 : Т. 34. - P. 76-86 184. Stumm, W. Chemistry of the Solid-Water Interface / W. Stumm // John Wiley&Sons, Inc., New York. - 1992. 185. Tisdall, J.M. Stabilization of soil aggregates by the root systems of ryegrass / J.M. Tisdall, J.M. Oades // Soil Research. - 1979. - V.3 : Т. 17. - P. 429-441 186. Todd, F.A. Protecting foods and water against radioactive contamination / F.A. Todd // Protection of the Public in the Event of Radiation Accidents . - Geneva : WHO. - 1965. - P. 235 -256 187. Van Bavel, C.H.M. Mean weight-diameter of soil aggregates as a statistical index of aggregation / C.H.M. Van Bavel // Soil Science Society of America Journal. 1950. - Т. 14. - P. 20-23 188. Veihe, A. The spatial variability of erodability and its relation to soil types: a study from northern Ghana / A. Veihe // Geoderma, 2002, vol. 106, Р. 101-120 189. Vyacheslavovna, S.I. О распределении соединений Мn, Сu, Zn, Co, Pb И Cd в почвенном профиле чернозёма выщелоченного азово-кубанской низменности / S.I. Vyacheslavovna //Политематический сетевой электронный научный журнал Кубанского государственного аграрного университета. - 2014. Т. 95. 190. Wehrden, H. Consequences of nuclear accidents for biodiversity and ecosystem services /H. Wehrden // Conservation Letters. - 2012. - V. 2 : Т. 5. - P. 81-89 116 191. Wen Y. Linear and non-linear relationships between soil sorption and hydrophobicity: model, validation and influencing factors / Y. Wen // Chemosphere. 2012. - V.6 : Т. 86. - P. 634-640 192. Пат. 2061238 Российская Федерация, G01N33/24. Способ определения коэффициента диффузии радионуклида в почве / Соколов Э.М.; Качурин Н.М.; Кузнецов А.А.; Свиридова Т.С; заявитель государственный технический университет. опубл. 27.05.1996 - 3 с. и патентообладатель Тульский № 94027900/15; заявл. 25.07.1994; 117 ПРИЛОЖЕНИЕ 118 Приложение А. Данные по кинетике десорбции и диффузии радиостронция Таблица 1 – Экспериментальные данные изучения кинетики десорбции 90Sr(90Y) Время, Скорость счета, имп/с % от маx. Дата и время опыта 1 2 3 4 0,4 267,70±16,36 100,00±10,00 24.02.2014 1 263,60±16,24 98,47±9,92 2 260,20±16,13 97,20±9,86 3 261,00±16,16 97,50±9,87 5 255,00±15,97 95,26±9,76 7 251,70±15,87 94,02±9,70 10 251,30±15,85 93,87±9,69 15 256,00±16,00 95,63±9,78 23 252,10±15,88 94,17±9,70 30 253,10±15,91 94,55±9,72 30 234,70±15,32 87,67±9,36 31 241,90±15,55 90,36±9,51 35 248,00±15,75 92,64±9,63 40 242,90±15,59 90,74±9,53 50 246,30±15,69 92,01±9,59 60 250,00±15,81 93,39±9,66 60 170,60±13,06 63,73±7,98 61 168,60±12,98 62,98±7,94 62 174,50±13,21 65,18±8,07 65 171,30±13,09 63,99±8,00 70 176,50±13,29 65,93±8,12 80 174,00±13,19 65,00±8,06 90 172,00±13,11 64,25±8,02 120 170,90±13,07 63,84±7,99 120 140,70±11,86 52,56±7,25 минуты 13:00-13:30 16:30-17:00 26.02.2014 27.02.2014 119 Окончание таблицы 1 1 2 3 122 144,70±12,03 54,05±7,35 125 140,00±11,83 52,30±7,23 130 142,10±11,92 53,08±7,29 130 110,00±10,49 41,09±6,41 131 96,80±9,84 36,16±6,01 140 98,60±9,93 36,83±6,07 140 48,40±6,96 18,08±4,25 145 54,30±7,37 20,28±4,50 155 48,20±6,94 18,01±4,24 165 48,30±6,95 18,04±4,25 180 54,00±7,35 20,17±4,49 185 51,00±7,14 19,05±4,36 200 51,30±7,16 19,16±4,38 200 37,70±6,14 14,08±3,75 201 46,00±6,78 17,18±4,15 210 41,50±6,44 15,50±3,94 220 41,10±6,41 15,35±3,92 220 23,90±4,89 8,93±2,99 221 28,30±5,32 10,57±3,25 225 24,10±4,91 9,00±3,00 230 24,00±4,90 8,97±2,99 230 10,00±3,16 3,74±1,93 240 12,00±3,46 4,48±2,12 250 8,00±2,83 2,99±1,73 4 27.02.2014 28.02.2014 03.03.2014 04.03.2014 06.03.2014 11.03.2014 120 Таблица 2 – Расчет диффузии радиостронция (03.09-9.09.2013 – 6 суток) № Масса почвы и подлож ки, г Масса подложк и, г Масса почвы ,г Скорость счета образца, имп/с Фон, имп/с Без фона, имп/с На 1 г, имп/с Площадь плотность, мм/г Длина проникновен ия, мм Сумма , мм 12 1,79 1,32 0,47 336,60 1,36 335,24 713,28 0,54 0,87 0,87 11 1,64 1,34 0,30 155,00 153,64 512,13 0,56 1,43 1 1,53 1,33 0,20 78,00 76,64 383,20 0,37 1,80 2 1,69 1,31 0,38 88,30 86,94 228,79 0,70 2,50 3 1,74 1,32 0,42 85,00 83,64 199,14 0,78 3,28 4 1,74 1,29 0,45 64,30 62,94 139,87 0,83 4,11 5 1,63 1,31 0,32 29,10 27,74 86,69 0,59 4,71 6 2,16 1,31 0,85 53,30 51,94 61,11 1,57 6,28 7 2,22 1,25 0,97 26,30 24,94 25,71 1,80 8,08 8 2,18 1,34 0,84 8,50 7,14 8,50 1,56 9,63 9 2,42 1,31 1,11 6,70 5,34 4,81 2,06 11,69 10 1,94 1,27 0,67 3,30 1,94 2,90 1,24 12,93 Таблица 3 – Расчет диффузии радиостронция (03.09-16.09.2013 – 12 суток) № Масса почвы и подлож ки, г Масса подложк и, г Масса почвы ,г Скорость счета образца, имп/с Фон, имп/с Без фона, имп/с На 1 г, имп/с Площадь плотность, мм/г Длина проникновен ия, мм Сумма , мм 11 1,94 1,34 0,60 367,80 1,27 366,53 610,88 0,54 1,11 1,11 12 2,08 1,31 0,77 422,50 421,23 547,05 1,43 2,54 1 1,89 1,32 0,57 163,50 162,23 284,61 1,06 3,59 2 1,84 1,28 0,56 130,00 128,73 229,88 1,04 4,63 3 2,13 1,31 0,82 125,50 124,23 151,50 1,52 6,15 4 2,28 1,33 0,95 106,60 105,33 110,87 1,76 7,91 5 2 1,26 0,74 54,00 52,73 71,26 1,37 9,28 6 2,12 1,33 0,79 32,20 30,93 39,15 1,46 10,75 7 2,12 1,29 0,83 14,90 13,63 16,42 1,54 12,28 8 2,11 1,32 0,79 7,00 5,73 7,25 1,46 13,75 9 1,91 1,32 0,59 3,50 2,23 3,78 1,09 14,84 121 Таблица 4 – Расчет диффузии радиостронция (03.09-30.09.2013 – 27 суток) 12 Масса почвы и подлож ки, г 2,00 13 2,40 1,33 1,07 329,50 328,08 306,62 1,98 3,22 1 1,92 1,32 0,60 195,60 194,18 323,63 1,11 4,34 2 1,95 1,31 0,64 171,90 170,48 266,38 1,19 5,52 3 2,13 1,33 0,80 165,70 164,28 205,35 1,48 7,00 4 1,99 1,31 0,68 133,60 132,18 194,38 1,26 8,26 5 2,06 1,33 0,73 100,70 99,28 136,00 1,35 9,62 6 1,99 1,31 0,68 67,70 66,28 97,47 1,26 10,88 7 2,08 1,26 0,82 58,20 56,78 69,24 1,52 12,40 8 2,26 1,28 0,98 50,20 48,78 49,78 1,82 14,21 № Масса подложк и, г Масса почвы ,г Скорость счета образца, имп/с Фон, имп/с Без фона, имп/с На 1 г, имп/с Площадь плотность, мм/г Длина проникновен ия, мм Сумма , мм 1,33 0,67 392,40 1,42 390,98 583,55 0,54 1,24 1,24 9 2,2 1,33 0,87 32,90 31,48 36,18 1,61 15,82 10 2,21 1,27 0,94 18,70 17,28 18,38 1,74 17,57 11 2,49 1,31 1,18 12,80 11,38 9,64 2,19 19,75 14 2,06 1,33 0,73 4,80 3,38 4,63 1,35 21,10 Таблица 5 – Расчет диффузии радиостронция (03.09-05.11.2013 – 63 суток) 15 Масса почвы и подлож ки, г 2,41 14 2,47 1,33 1,14 343,00 341,56 299,61 2,11 4,11 1 2,14 1,32 0,82 234,50 233,06 284,22 1,52 5,63 2 2,15 1,31 0,84 207,50 206,06 245,31 1,56 7,19 3 2,25 1,33 0,92 188,50 187,06 203,33 1,70 8,89 4 2,22 1,31 0,91 160,00 158,56 174,24 1,69 10,58 5 2,26 1,33 0,93 134,70 133,26 143,29 1,72 12,30 6 2,14 1,31 0,83 106,30 104,86 126,34 1,54 13,84 7 1,9 1,26 0,64 75,50 74,06 115,72 1,19 15,03 8 2,3 1,28 1,02 72,80 71,36 69,96 1,89 16,92 9 2,12 1,33 0,79 52,00 50,56 64,00 1,46 18,38 10 2,10 1,27 0,83 41,60 40,16 48,39 1,54 19,92 11 2,46 1,31 1,15 36,00 34,56 30,05 2,13 22,05 12 2,19 1,33 0,86 23,90 22,46 26,12 1,59 23,64 13 2,49 1,33 1,16 16,00 14,56 12,55 2,15 25,79 16 1,78 1,33 0,45 10,40 8,96 19,91 0,83 26,63 17 1,82 1,32 0,50 6,80 5,36 10,72 0,93 27,55 № Масса подложк и, г Масса почвы ,г Скорость счета образца, имп/с Фон, имп/с Без фона, имп/с На 1 г, имп/с Площадь плотность, мм/г Длина проникновен ия, мм Сумма , мм 1,33 1,08 498,60 1,44 497,16 460,33 0,54 2,00 1,24 122 Таблица 6 – Расчет диффузии радиостронция (03.09-14.03.2014 – 191 сутки) 25 Масса почвы и подлож ки, г 0,54 24 1,07 0,27 0,80 328,30 326,71 408,39 0,50 1,98 1 1,95 1,33 0,62 223,00 221,41 357,11 1,15 3,13 2 1,96 1,31 0,65 169,20 167,61 257,86 1,20 4,34 3 1,96 1,35 0,61 166,10 164,51 269,69 1,13 5,47 4 2,03 1,32 0,71 168,90 167,31 235,65 1,32 6,78 5 2,36 1,33 1,03 174,30 172,71 167,68 1,91 8,69 6 2,27 1,32 0,95 157,20 155,61 163,80 1,76 10,45 7 2,53 1,26 1,27 150,80 149,21 117,49 2,35 12,80 8 2,4 1,29 1,11 119,80 118,21 106,50 2,06 14,86 9 2,34 1,32 1,02 98,90 97,31 95,40 1,89 16,75 10 2,20 1,28 0,92 81,60 80,01 86,97 1,70 18,45 11 2,15 1,32 0,83 63,20 61,61 74,23 1,54 19,99 12 2,32 1,32 1,00 58,20 56,61 56,61 1,85 21,85 13 2,1 1,33 0,77 40,30 38,71 50,27 1,43 23,27 14 2,29 1,33 0,96 40,70 39,11 40,74 1,78 25,05 15 2,06 1,33 0,73 27,30 25,71 35,22 1,35 26,40 16 0,7 0,29 0,41 11,60 10,01 24,41 0,76 27,16 17 0,59 0,23 0,36 10,00 8,41 23,36 0,67 27,83 18 0,6 0,27 0,33 9,30 7,71 23,36 0,61 28,44 19 0,71 0,28 0,43 9,70 8,11 18,86 0,80 29,24 № Масса подложк и, г Масса почвы ,г Скорость счета образца, имп/с Фон, имп/с Без фона, имп/с На 1 г, имп/с Площадь плотность, мм/г Длина проникновен ия, мм Сумма , мм 0,27 0,27 146,40 1,59 144,81 536,33 0,54 1,48 1,48 Таблица 7 – Расчет диффузии радиостронция (03.09-10.09.2014 – 372 сутки) № Масса почвы и подлож ки, г Масса подложк и, г Масса почвы ,г Скорость счета образца, имп/с Фон, имп/с Без фона, имп/с На 1 г, имп/с Площадь плотность, мм/г Длина проникновен ия, мм Сумма , мм 1 1 2 2,44 3 1,3 4 1,14 5 470 6 1,43 7 468,57 8 411,03 9 0,54 10 2,11 11 2,11 2 2,37 1,32 1,05 290 288,57 274,83 1,95 4,06 3 2,44 1,33 1,11 260 258,57 232,95 2,06 6,11 123 Окончание таблицы 7 1 4 2 2,62 3 1,3 4 1,32 5 250 5 2,74 1,32 1,42 6 2,56 1,31 7 2,29 8 6 7 248,57 8 188,31 240 238,57 1,25 205 1,25 1,04 2,47 1,28 9 2,61 10 9 10 2,45 11 8,56 168,01 2,63 11,19 203,57 162,86 2,32 13,51 180 178,57 171,7 1,93 15,43 1,19 174 172,57 145,02 2,2 17,64 1,32 1,29 161 159,57 123,7 2,39 20,03 2,71 1,27 1,44 153 151,57 105,26 2,67 22,7 11 2,83 1,32 1,51 131 129,57 85,81 2,8 25,5 12 2,85 1,31 1,54 112 110,57 71,8 2,85 28,35 13 3 1,33 1,67 100 98,57 59,02 3,09 31,44 14 2,98 1,31 1,67 83 81,57 48,84 3,09 34,54 81 2,85 1,28 1,57 70 68,57 43,68 3,74 38,28 91 3,11 1,32 1,79 60 58,57 32,72 4,39 42,67 18 3,21 1,27 1,94 51 49,57 25,55 4,26 46,93 Таблица 8 – Расчет коэффициента диффузии радиостронция Время, сутки Длина проникновения, мм Коэффициент диффузии (D), см2/сек 6 12,93 2,5·10-7 12 14,84 1,4·10-7 60 27,55 5,3·10-8 200 32 1,8·10-8 372 47 1,4·10-8 124 Таблица 9 – Данные для расчета диффузии радиостронция на агрегатном уровне Повторности 1 2 4 0,6 Nф, имп/с 1,30 Nпр+ф, имп/с 7,45 Nпр, имп/с 6,15 1.2 0,6 1,30 10,39 9,09 1.3 0,6 1,30 13,90 12,60 1.4 0,6 1,30 12,60 11,30 2.1 0,6 1,30 6,50 5,20 2.2 0,6 1,30 12,50 11,20 2.3 0,6 1,30 10,40 9,10 2.4 0,6 1,30 14,30 13,00 3.1 0,6 1,30 8,30 7,00 3.2 0,6 1,30 12,10 10,80 3.3 0,6 1,30 13,20 11,90 3.4 0,6 1,30 12,30 11,00 № слоя Масса, г 1.1 Таблица 10 – Диффузия радиостронция на агрегатном уровне № слоя 1 2 3 4 Повторности, имп/с 1 2 3 11,3 13 11 12,6 9,1 11,9 9,09 11,2 10,8 6,15 5,2 7 Среднее, имп/с 11,77±0,88 11,20±1,51 10,36±0,92 6,12±0,74 Масса, г 0,81 0,6 0,78 0,1 Расстояние, см 0,55 0,11 0,10 0,01 125 Приложение Б. Данные по анализу дифференциацию радиостронция влияния агрегатного состава Таблица 11 – Результаты сравнительной оценки некоторых физических параметров почвенных агрегатов размером 7-10 мм Вариант Плотность почвы, г/см3 Плотность твердой фазы, г/см3 Порозность Естественно сложенные агрегаты 1,42±0,08 2,40±0,12 0,41 Агрегаты, подверженные ресструктуризации 1,46±0,18 2,57±0,52 0,43 на 126 Таблица 12 – Накопление радиостронция растениями гороха в течение вегетационного опыта масса № вариант опыта масса стеблей стеблей, г (среднее), г 1 2 3 4 0,18 ПОВ 1 отбор ВН ТОТ ПОВ 2 отбор ВН ТОТ 0,09 масса листьев, г 5 масса листьев Nстебли на (среднее), 1 г, имп/с г 6 0,11 0,16±0,07 0,21 0,22±0,11 Nлистья на 1 г, имп/с 7 8 12,97 19,44 30,61 5,55 0,22 0,33 11,12 7,10 0,16 0,13 6,03 7,39 14,50 12,43 0,09 0,13±0,04 0,06 0,12±0,06 0,13 0,17 6,57 1,61 0,17 0,26 19,34 16,32 35,44 25,98 0,09 0,10±0,07 0,10 0,19±0,08 0,03 0,21 28,32 8,64 0,43 0,37 13,00 12,47 21,33 20,17 0,36 0,39±0,04 0,48 0,43±0,06 0,38 0,45 16,27 14,30 0,39 0,35 9,60 7,83 11,27 10,33 0,16 0,29±0,12 0,20 0,32±0,10 0,32 0,40 10,87 10,40 0,35 0,37 15,23 13,43 17,77 15,60 17,40 9,73 0,34 0,27 0,32±0,04 0,44 0,29 0,37±0,08 Nстебли на Nлистья масса Nстебли+ 1г на 1 г стеблей и листья, имп/с (среднее), (среднее), листьев, на биомассу имп/с имп/с имп/с растений 9 10 11 12 13 18,24±10,76 10,70±7,61 14,47±9,30 0,38±0,09 5,50±2,34 9,03±4,74 7,14±5,41 8,09±4,67 0,25±0,04 1,99±1,41 27,70±8,07 16,98±8,69 22,34±9,53 0,29±0,09 6,40±2,53 16,87±4,20 15,64±4,02 16,26±3,74 0,82±0,04 13,38±3,66 10,58±0,87 9,52±1,46 10,05±1,22 0,61±0,10 6,10±2,47 16,80±1,37 12,92±2,97 14,86±2,96 0,69±0,06 10,20±3,19 Nстебли+ листья на 1 г, имп/с 127 Окончание таблицы 12 1 2 3 4 0,71 ПОВ 3 отбор ВН ТОТ ПОВ 4 отбор ВН ТОТ 0,58 5 6 0,52 0,64±0,07 0,30 0,41±0,11 7 8 16,38 28,00 15,65 29,98 0,63 0,40 14,05 14,98 0,62 0,48 11,78 14,95 12,38 19,45 0,22 0,42±0,20 0,80 0,51±0,27 0,42 0,26 17,65 23,45 0,44 0,43 10,88 16,50 14,60 10,40 0,41 0,43±0,02 0,33 0,40±0,06 0,43 0,43 11,78 23,38 1,85 1,20 20,58 25,68 19,88 23,48 1,89 1,89±0,04 1,54 1,40±0,18 1,92 1,46 18,88 23,58 1,58 1,29 11,68 15,88 8,83 9,83 0,79 1,09±0,43 0,7 0,89±0,35 0,89 0,67 9,26 13,16 1,42 0,66 15,18 17,76 15,68 19,16 13,68 17,16 1,14 1,04 1,20 0,80 0,68 0,71±0,08 9 10 11 12 13 15,36±1,19 24,32±8,15 19,84±7,16 1,05±0,15 20,76±4,56 13,93±3,32 19,28±4,25 16,61±4,47 0,93±0,22 15,50±3,94 12,42±1,94 16,76±6,49 14,59±4,90 0,82±0,04 12,01±3,47 19,78±0,85 24,25±1,24 22,01±2,63 3,29±0,29 40,35±8,51 9,92±1,54 12,96±3,03 11,44±2,72 1,97±0,37 22,57±4,75 14,85±1,04 18,03±3,03 16,44±1,97 1,91±0,30 31,45±5,61 128 Таблица 13 – Результаты однофакторного дисперсионного анализа по Доспехову В.А. Кол-во Вариант повторно стей Средняя скорость счета, Дисперсия Ср.кв.откл. Ошибка Точность% имп/с ПОВ 3 14,47 28,41 5,33 3,77 26,05 ВН 3 8,09 1,78 1,33 0,94 11,66 ТОТ 3 22,34 57,50 7,58 5,36 24,00 ПОВ 3 16,26 0,75 0,86 0,61 3,76 ВН 3 10,05 0,56 0,75 0,53 5,25 ТОТ 3 14,86 7,52 2,74 1,94 13,05 ПОВ 3 19,84 40,13 6,33 4,48 22,58 ВН 3 16,61 14,31 3,78 2,68 16,11 ТОТ 3 14,59 9,43 3,07 2,17 14,88 ПОВ 3 22,01 9,98 3,16 2,23 10,15 ВН 3 11,44 4,60 2,15 1,52 13,26 ТОТ 3 16,44 5,06 2,25 1,59 9,67 15,58 26,44 5,14 1,05 6,74 Дисперсия Fфакт Fтаб095. Влияние % По опыту Источ.в Сумма ст.свобод ариации кв. ы Общее Вариант Случ.ое 608,1823 7 428,1701 7 180,0122 1 Ош.ср.= Кр.Стью дента= 23 100 11 38,92 2,59 12 15,00 2,73 Точ.опыта%= 17,57 2,20 НСР= 8,49 2,7 70,40 29,59 В опыте НЕ выявлено СУЩЕСТВЕННЫХ различий вариантов! Ош. разности= 3,86 129 Таблица 14 – Однофакторный дисперсионный анализ (зависимость распределения радиостронция от накопления в листьях и стеблях растений) Кол-во Вариант 1 ПОВ повторностей 2 Средняя Дисперсия Ср.кв.откл. Ошибка Точность % 3 9,77 4 186,75 5 13,67 6 9,66 7 98,87 2,88 14,27 3,78 2,67 92,71 скорость счета, имп/с ВН 3 3 ТОТ 3 3,72 22,93 4,79 3,39 91,12 ПОВ 3 3,76 26,35 5,13 3,63 96,54 ВН 3 6,25 76,53 8,75 6,19 99,04 ТОТ 3 0,89 1,04 1,02 0,72 80,92 ПОВ 3 8,29 128,96 11,36 8,03 96,86 ВН 3 13,04 334,89 18,30 12,94 99,23 ТОТ 3 4,42 35,52 5,96 4,21 95,25 ПОВ 3 6,42 73,16 8,55 6,05 94,24 ВН 3 10,32 193,78 13,92 9,84 95,35 ТОТ 3 7,38 95,91 9,79 6,93 93,90 ПОВ 3 4,09 28,00 5,29 3,74 91,45 ВН 3 5,27 51,34 7,17 5,07 96,20 ТОТ 3 5,40 50,00 7,07 5,00 92,59 ПОВ 3 6,90 85,33 9,24 6,53 94,64 ВН 3 8,02 114,91 10,72 7,58 94,51 ТОТ 3 5,01 44,59 6,68 4,72 94,21 ПОВ 3 14,26 377,58 19,43 13,74 96,35 ВН 3 15,14 440,30 20,98 14,84 98,02 ТОТ 3 7,69 106,22 10,31 7,29 94,80 ПОВ 3 7,71 104,69 10,23 7,24 93,78 ВН 3 10,13 173,91 13,19 9,33 92,10 ТОТ 3 11,86 268,89 16,40 11,60 97,81 ПОВ 3 8,47 129,12 11,36 8,04 94,92 ВН 3 5,36 50,70 7,12 5,04 93,85 ТОТ 3 11,90 263,24 16,22 11,47 96,39 ПОВ 3 13,44 299,64 17,31 12,24 91,07 ВН 3 12,51 240,68 15,51 10,97 87,69 ТОТ 3 12,52 244,65 15,64 11,06 88,34 ПОВ 3 8,59 106,43 10,32 7,30 84,97 130 Окончание таблицы 14 1 ВН 2 3 3 5,26 4 41,67 5 6,45 6 4,56 7 86,70 ТОТ 3 6,91 78,00 8,83 6,25 90,31 ПОВ 3 9,21 146,21 12,09 8,55 92,83 ВН 3 9,98 168,54 12,98 9,18 91,98 ТОТ 3 8,92 135,80 11,65 8,24 92,38 8,10 81,49 9,03 1,06 13,13 Дисперсия Fфакт Fтаб095. 0,18 1,80 По опыту Источ.вариации Сумма кв. ст.свободы Общее 5786,1089 71 Вариантов 845,58667 35 24,16 Случайное 4940,5225 36 137,24 Ош.ср.= 8,28 Точ.опыта%= 102,23 Кр.Стьюдента= 2 НСР= 23,35 Влияние % 100 Повторений 14,61 85,38 Ош. разности= 11,67 В опыте НЕ выявлено СУЩЕСТВЕННЫХ различий вариантов! Таблица 15 – Потери от прокаливания, % Размер фракции 7-10 3-7 0,25-3 1ый слой 11±0,11 11±0,21 10±1,21 2ой слой 11±0,23 11±0,15 8±1,06 3ий слой 11±0,15 11±0,29 10±0,19 4ый слой 11±0,19 12±1,05 8±1,25 5ый слой 12±0,21 10±0,14 10±0,19 11±0,16 12±0,35 13±0,27 «Ядро» (то, что осталось на сите) Содержание гумуса в почве 6,4±0,6%. Влажность почвы составляет 4±0,5%. Во фракции 7-10 мм были предварительно отделены растительные остатки. 131 Рисунок 1 – Калибровочный график для почвы 132 Рисунок 2 – Калибровочный график для растений 133 Таблица 16 – Данные по распределению радиостронция в почвенных агрегатах Вариант опыта, повторность 1 ТОТ, 1 ТОТ, 2 ТОТ, 3 ВН, 1 ВН, 2 Размер фракции, мм 2 >10 7 5 3 2 1 <1 Nпр, имп/с m, г % 3 67 61 46 44 42 43 43 4 6,8 7,8 5,0 13,6 11,4 11,5 11,9 68,0 11,9 9,2 6,5 13,4 5,4 9,2 18,4 74,0 20,3 8,3 4,2 6,9 3,0 8,3 23,0 74,0 14,1 3,1 4,8 15,5 7,3 13,0 19,0 76,8 7,8 4,8 4,1 8,9 5 10,0 11,5 7,3 19,9 16,8 17,0 17,5 100,0 16,1 12,4 8,8 18,1 7,3 12,4 24,9 >10 7 5 3 2 1 <1 76 77 66 65 66 64 56 >10 7 5 3 2 1 <1 45 42 28 39 29 41 41 >10 7 5 3 2 1 <1 53 38 23 31 33 35 35 >10 7 5 3 60 27 32 38 Масса образца, Nобр г 6 7 5,0 91,4 5,0 95,3 5,0 45,7 5,0 119,4 5,0 96,0 5,0 99,2 5,0 102,3 % 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 181,2 141,4 85,8 174,2 71,3 117,8 206,1 8 14,1 14,7 7,0 18,4 14,8 15,3 15,7 100,0 18,5 14,5 8,8 17,8 7,3 12,0 21,1 27,4 11,2 5,7 9,3 4,1 11,2 31,1 5,0 5,0 182,7 69,7 39,2 53,8 29,0 68,1 188,6 28,9 11,0 6,2 8,5 4,6 10,8 29,9 18,4 4,0 6,3 20,2 9,5 16,9 24,7 5,0 149,5 39,3 36,8 96,1 48,2 91,0 133,0 25,2 6,6 6,2 16,2 8,1 15,3 22,4 10,5 6,4 5,5 11,9 5,0 93,6 43,2 43,7 67,6 14,8 6,8 6,9 10,7 3,0 5,0 3,0 5,0 5,0 3,0 3,0 5,0 5,0 5,0 5,0 3,0 3,0 5,0 Суммарная активность, имп/с 9 649,3 977,7 631,1 593,8 633,3 134 Окончание таблицы 16 1 ВМА, 2 ВМА, 3 ПМА, 1 ПМА, 2 ПМА, 3 2 2 1 <1 3 38 38 40 >10 7 5 3 2 1 <1 52 45 39 40 41 39 38 >10 7 5 3 2 1 <1 24 34 48 52 49 49 49 >10 7 5 3 2 1 <1 59 65 72 62 63 59 61 >10 7 5 3 2 1 <1 60 56 59 58 58 59 53 4 5 12,1 31,9 74,6 20,1 5,35 5 10,9 5,4 10 17,1 73,85 2,3 3 6,1 19,8 6,3 13,9 17,4 68,8 9,5 6,5 10 22,1 6,3 10,5 10 74,9 5,4 5,2 10,1 22,1 6,3 11,1 8,6 68,8 5 6,7 16,2 42,8 6 5,0 5,0 5,0 7 38,0 92,0 255,2 8 6,0 14,5 40,3 27,2 7,2 6,8 14,8 7,3 13,5 23,2 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 209,0 48,2 39,0 87,2 44,3 78,0 130,0 32,9 7,6 6,1 13,7 7,0 12,3 20,4 3,3 4,4 8,9 28,8 9,2 20,2 25,3 2,0 3,0 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 27,6 34,0 58,6 205,9 61,7 136,2 170,5 4,0 4,9 8,4 29,6 8,9 19,6 24,6 12,7 8,7 13,4 29,5 8,4 14,0 13,4 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 112,1 84,5 144,0 274,0 79,4 123,9 122,0 11,9 9,0 15,3 29,2 8,4 13,2 13,0 7,8 7,6 14,7 32,1 9,2 16,1 12,5 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 5,0 64,8 58,2 119,2 256,4 73,1 131,0 91,2 8,2 7,3 15,0 32,3 9,2 16,5 11,5 9 633,3 635,6 694,6 939,9 793,8 135 Приложение В Таблица 17 – Содержание радиостронция в растениях гороха Удельная № Масса, сосуда г 1 0,30 114,10 115,80 119,60 116,50±2,82 689,49 2 0,29 107,90 103,30 106,30 105,83±2,34 626,36 3 0,31 174,30 182,60 182,80 179,90±4,85 1064,71 4 0,34 156,40 160,30 162,90 159,87±3,27 946,15 5 0,55 261,90 259,10 250,50 257,17±5,94 639,24 Скорость счета, имп/с Среднее, имп/с активность, имп/с 136 Таблица 18 – Распределение радиостронция в различных компонентах почвы 2 последовательные вегетации гороха и бобов с введением 90Sr в почву (вариант опыта и размер фракции) 2х месячная вегетация гороха с введением 90Sr в корни (повторность опыта и размер фракции) Характеристика ТМА (710 мм) ТМА (5-7 мм) ТМА (<1) ПМА (>10 мм) ПМА (35 мм) ВМА (7-10) 1 (смешанная) 2 (>10 мм) 3 (710мм) Удельная активность почвы, имп/сг 20,0 17,0 15,0 15,0 12,0 14,0 16,7 28,0 17,0 Корни, г/см3 0,005 0,003 0,008 0,005 0,002 0,02 0,005 0,003 0,008 Детрит, г/см3 0,012 0,005 0,04 0,005 0,005 0,008 0,003 0,004 0,009 Удельная активность корней, выделенных из фракции, имп/сг 47,5 36,0 16,7 30,0 16,7 12,0 23,6 40,2 54,4 20,0 12,6 13,3 20,0 12,56 10,43 24,0 30,6 40,3 18,0 11,0 12,1 10,0 10,0 7,0 11,5 19,0 9,0 Удельная активность детрита, выделенных из фракции, имп/сг Удельная активность почвы после отделения орган. остатков из фракции 7-10 мм, имп/сг
