--PAGE_BREAK--Механизмы поглощения Р
b
(
II
) в почвах
1.1.2 Содержание кадмия в почвенных растворах
В почвы кадмий поступает в составе отходов, образующихся, при добыче и переработке цинковых, свинцово-цинковых, медно-цинковых руд, а также в виде примесей оксидов, сульфидов и иных галогенидов, содержащихся в выхлопных газах автомобилей, попадает с суперфосфатом, как примесь, и входит в состав фунгицидов. Он добавляется для прочности в пластмассу и при её сжигании в мусоре попадает в биосферу. Основной источник загрязнения почвы кадием -–добыча и металлургия цинка, а также производство красок и электротехнической продукции. Распространенность Сdв магматических и осадочных породах не превышает 0,3 мг/кг. Этот элемент, по-видимому, концентрируется в глинистых осадках и сланцах. Геохимия Сdтесно связана с геохимией Zn, но кадмий обнаруживает большую, чем Zn, подвижность в кислых средах. При выветривании Cdлегко переходит в раствор, где присутствует в виде Cd2+. Он может образовывать также комплексные ионы (CdCl,+CdOH,+CdHCO3,+CdCl3-, CdCl42-,Cd(OH)3-, и Cd(OH)42-) и органические хелаты. Главное валентное состояние Cd+2 в природных средах, и наиболее важные факторы, контролирующие подвижность ионов Cd, — это pHи окислительно-восстановительный потенциал. В сильно окислительных условиях Cdспособен образовывать собственные минералы (CdO, CdCO3 ), а также накапливаться в фосфатах и биогенных осадках.
Главный фактор, определяющий содержание Cdв почвах, — это химический состав материнских пород. Среднее содержание кадмия в почвах, по данным [17,19], лежат между 0,07 и 1,1 мг/кг. При этом фоновые уровни Cd в почвах, по-видимому, не превосходят 0,5 мг/кг, и все более высокие значения свидетельствуют об антропогенном вкладе в содержание металла в верхнем слое почв.
Кадмий, подобно ванадию и цинку, аккумулируется в гумусовой толще почв. Вынос его за пределы почвенного профиля невелик. Характер распределения в почвенном профиле и ландшафте, видимо, имеет много общего с другими металлами, в частности, с ходом распределения свинца. Однако кадмий закрепляется в почвенном профиле менее прочно, чем свинец. Максимальная адсорбция кадмия свойственна нейтральным и щелочным почвам с высоким содержанием гумуса и высокой ёмкостью поглощения.
В почвах лёгкого механического состава и обеднённых гумусом процессы миграции кадмия усиливаются.
В последние годы широко исследовалась сорбция различных форм Cdкомпонентами почв. Было установлено[18, 23, 24], что в связывании кадмия ведящим процессом является конкурирующая адсорбция на глинах. Данные ряда авторов [18] подтверждают мнение, что именно адсорбция, а не осаждение контролируют концентрацию Cdв почвенных растворах до тех пор, пока не будет превышена некоторая предельная величина рН при рН выше 7,5 сорбированный почвой Cdперестаёт быть легкоподвижным, поэтому контролировать его подвижность в почве будут растворимость CdCO3 и, возможно, Cd3(PO4)2.
Растворимость Cd, по-видимому, сильно зависит от рН, однако важное значение имеет также природа сорбирующих поверхностей и органических лигандов. Адсорбция Cdна органическом веществе, а также оксидах Feи Мп была детально изучена рядом исследователей[18].Все полученные данные приводят к выводу, что в любой почве активность Cdсильно зависит от рН. В кислых почвах органическое вещество и полуторные оксиды могут в значительной степени контролировать растворимость Cd, а в щелочных почвах при рассмотрении равновесий с участием Cdнадо, по-видимому, учитывать осаждение кадмиевых соединений.
Концентрация Cdв почвенных растворах относительно низкая и, по имеющимся данным [18], составляет 0.2-6 мкг/л. Гораздо более высокое значение (300мкг/л) вероятно, указывает на заражение почвы. В почвах, развивающихся в условиях гумидного климата миграция Cdвниз по профилю более вероятна, чем его накопление в поверхностном горизонте почв, поэтому часто наблюдаемое обогащение кадмием поверхностных слоёв должно быть связано с загрязнением. Загрязнение почв кадмием рассматривается как наиболее серьёзная опасность для здоровья и поэтому для охраны окружающей среды было проведено изучение ряда методов, предназначенных для управления режимом обогащенных Cdсельхоз. угодий. Как и в случае цинкового заражения почв, эти методы основаны на повышении рН и катионообменной емкости почв. Известкование в целом рассчитано на ослабление поглощения Cdпри увеличении рН почвы, но оно эффективно не для всех почв и растений. Наиболее надежные результаты по снижению биодоступности Cdбыли получены при насыпке поверх загрязненной почвы слоя незаражённой почвы толщиной до 30 см.
1.1.3 Поглощение соединений
Cd
(
II
) и перенос их растениями
Считается, что Cdне входит в число необходимых для растений элементов, однако он эффективно поглощается как корневой системой, так и листьями. Растворимые формы Cdв почве всегда легко доступны растениям. Заметная доля Cd поглощается корнями пассивно, но поглощаться может также и метаболическим путём [18, 25, 27]. Усиление обработки кадмием постепенно снижает его долю, перемещающуюся в поверхностные части молодых листьев. При этом Cdлокализуется главным образом в корнях, и, в меньших количествах, — в узлах стеблей, черенках и главных жилках листьев.
Известно, что большая часть Cdаккумулируется в тканях корней, даже если он попадает в растения через листья. Перенос кадмия в растении может иметь ограниченные масштабы из-за того, что он легко захватывает большинство обменных позиций в активных веществах, расположенных на клеточных стенках.
Кадмий считается токсичным элементом для растений, и основная причина токсичности связана с нарушением энзиматической активности. Подавляется образование и хлорофилловых пигментов у растений, обработанных кадмием. Видимые симптомы заражения – это задержка роста, повреждение корневой системы, хлороз листьев, красно-бурая окраска их краёв или прожилков. Фитотоксичность кадмия проявляется в тормозящем действии на фотосинтез, нарушение транспирации и фиксации СО2, изменении проницаемости клеточных мембран.
Содержащийся в растениях кадмий представляет наибольшую опасность, так как может служить источником поступления в организмы человека и животных. Поэтому толерантность и адаптация некоторых растительных видов к повышенным содержаниям кадмия, хотя они и возможны с точки зрения охраны окружающей среды, представляют угрозу для здоровья человека.
Таким образом, представленные в литературе сведения указывают на недостаточную изученность химических форм Cdв почве и почвенном растворе. Предполагается, что доминирующей формой Cdв почвенном растворе в широком диапазоне рН является ионная и гидратированная форма, связанная с минеральными частицами почвы.
1.2
Использование почвенных вытяжек при изучении соединений тяжёлых металлов
В настоящее время существует два главных подхода к изучению соединений ТМ и, соответственно, две группы методов, позволяющих оценить их содержание в почвах.
При изучении подвижных соединений тяжёлых металлов в почвах в качестве групповых экстрагентов широко применяют разбавленные (соли) растворы азотной, соляной и серной кислот, ацетатно-аммонийный буферный раствор, раствор ЭДТА и других комплексонов, нейтральные растворы солей. Кислые буферные вытяжки в наилучшей степени удовлетворяют требованиям универсальных экстрагентов подвижных соединений. Однако следует учитывать изменчивость в экстрагируемости тяжёлых металлов, как во времени, так и при смене экстрагентов. В работах Садовниковой [10] наблюдаемая изменчивость реакций тяжёлых металлов в почве на химические экстрагенты вызывала необходимость перехода от единичных экстрагентов к их последовательности, так как это даёт возможность выделить фракции тяжёлых металлов, различающиеся по доступности подвижности растениям, проследить динамику перехода ТМ от одной химической формы к другой в зависимости от изменения почвенных условий. Схемы почвенного фракционирования делятся на две основные группы:
1) фракционирование в зависимости от содержания тяжёлых металлов в почвенных компонентах – органическом веществе, гидроксидах железа, алюминия, марганца, илистой фракции
2) фракционирование с учётом доступности тяжёлых металлов той или иной вытяжке – выделение водорастворимой, обменной, органической минеральной фракций.
Эти схемы, имея разную направленность, принципиально не различаются. Обе имеют определённые недостатки – нельзя полностью разделить почву на компоненты, не вызывая при этом перераспределения тяжёлых металлов. За время экстрагирования определённое количество ТМ может перейти в обменную форму, которая извлекается частично с фракцией органического вещества, при чём наиболее растворимые и наименее устойчивые соединения будут извлечены вместе с органическим веществом. Таким образом, деление почвы на несколько фракций является условным.
Для экспрессной оценки подвижных форм металлов в почвах предложены следующие вытяжки:
1н. (для некарбонатных) и 2н. (для карбонатных) растворов HClв качестве комплексного экстрагента условно подвижных форм;
1%-ный раствор ЭДТА в ацетатно-аммонийном буферном растворе с рН 4,5 как экстрагент комплексно-связанных форм ацетатно-аммонийный буферный раствор с рН 4,5 как экстрагент водорастворимых и обменных форм.
Каждый экстрагент действует на почву в двух направлениях: по степени агрессивности воздействия и по степени избирательности к определённой фракции. Используют различные схемы экстрагирования, причём большинство из них направлено на извлечение следующих фракций тяжёлых металлов по подвижности:
обменная – извлекается растворами нейтральных солей
органическая – извлекается реагентами, действующими на органическое вещество
оксиды и гидроксиды – извлекаются оксалатным буферным раствором
минеральная – полное разложение смесью сильных кислот остатка почвы.
Очевидно, можно считать установленным наличие в почве следующих соединений ТМ:
растворимые – свободные ионы и растворимые комплексы ТМ с неорганическими анионами или органическими лигандами различной прочности;
обменные – ТМ удерживаются в основном электростатическими силами на глинистых и других минералах, органическом веществе и на аморфных соединениях с низким рН нулевого заряда;
специфически сорбированные – тяжёлые металлы удерживаются в основном ковалентными и координационными связями;
тяжёлые металлы на устойчивом органическом веществе – тяжёлые металлы удерживаются с помощью комплексообразования и хелатизования на собственно органическом веществе или органическом веществе, связанном с катионами железа, алюминия, кальция, с оксидами и гидроксидами железа и алюминия, с глинистыми минералами;
тяжёлые металлы на оксидах-гидроксидах железа, алюминия, магния– окклюдированные катионы внутри аморфных соединений или адсорбированные на их поверхности;
осадки (преципитаты) – соли тяжёлых металлов, представляют собой смешанные кристаллы или смеси кристаллов разных элементов; тяжёлые металлы первичных и глинистых минералов.
При изучении соединений тяжёлых металлов с помощью почвенных вытяжек существенно осложняет исследования фактор переосаждения тяжёлыми металлами. При экстракции реагент, удаляя почвенный компонент путём комплексообразования или разрушения, выделяет в раствор содержащиеся в нём тяжёлые металлы. Параллельно этот процесс порождает образование новых адсорбционных мест на аморфных соединениях, вызывая переосаждение поступивших в раствор ТМ, поскольку нет реагента, действующего сразу на все фазы почвы. Поэтому при выделении одного компонента реагент, по крайней мере, активизирует поверхности других компонентов, вызывая перераспределение поступивших в раствор ТМ.
Значительное влияние на данные последовательных вытяжек оказывает состояние анализируемого образца. Кроме того, экстрагируемость тяжёлых металлов зависит от степени измельчения образца, поскольку измельчение вызывает освобождение глинистых частиц и первичных минералов от органических и оксидных плёнок, увеличивает площадь поверхности, изменяя тем самым характеристики образца в отношении доступности тяжёлых металлов вытяжками.
Таким образом, можно сделать вывод, что достоверные данные о подвижности тяжёлых металлов и формах их связи можно получить лишь в нативном образце, то есть в естественных условиях.
В настоящей работе предпринята попытка с помощью метода последовательных вытяжек оценить относительную подвижность тяжёлых металлов и возможные формы связи с почвенными компонентами в условиях лабораторного эксперимента.
1.3 Проявление фитотоксичности тяжёлых металлов в «системе почва – растение»
В связи с возрастающими масштабами техногенного загрязнения почв, особенно в пригородных зонах промышленных центров, необходим постоянный контроль за почвой и гигиеническая оценка производимой на ней продукции.
Растения, будучи чуткими индикаторами геохимической среды, накапливают металлы из загрязненных почв и воздуха и могут аккумулировать самые разные металлы в зависимости от характера промышленного загрязнения.
В условиях земледельческой части Красноярского края эта проблема решается не достаточно полно. Не изучено влияние ТМ при повышенных концентрациях на урожай, качество растениеводческой продукции.
Для исследования этих вопросов Государственный центр агрохимической службы «Красноярский» в 1994-1996 годах провёл мелкоделяночный полевой опыт. В ходе опыта изучали в севообороте на фоне минеральных органических удобрений аккумуляцию свинца и кадмия в почве, продуктивной части растений и их влияние на качество урожая.
Почва опытного участка – тёмно-цветная пойменная, среднесуглинистая с содержанием в пахотном слое гумуса 2,6-3,4%, рНсол 6.6-6.8. Исследования проводили в звене овоще – кормового севооборота; капуста белокочанная поздняя – однолетние травы – черный пар, повторность опыта четырёхкратная.
Исследованиями установлено [15], что при внесении минеральных удобрений отмечалась тенденция к повышению исходного содержания в почве кадмия и свинца. Внесение водорастворимых солей Cdи Pbна фоне минеральных удобрений при выращивании капусты достоверно повышало содержание этих элементов в почве. С увеличением норм внесения концентрация Cdи Pbв пахотном слое почвы возрастала. Совместное внесение минеральных и органических удобрений способствовало снижению содержания Pbв почве.
В отличие от свинца, кадмий — более подвижный элемент, его аккумуляция в варианте с минеральными и при совместном их внесении с органическими удобрениями происходит интенсивнее.
В первый год опыта содержание Cdи Pbв почве достигала значений, превышающих предельно допустимую концентрацию (ПДК).
Внесение солей тяжёлых металлов способствовало повышению содержания подвижных форм Cdи Pbв почве. При этом более высокое их содержание отмечалось в вариантах с внесением повышенных количеств этих элементов. На фоне совместного внесения минеральных и органических удобрений содержание подвижной формы Pbуменьшалось, а количество Cdувеличивалось.
В последействии, при выращивании однолетних трав, также отмечалось высокое содержание в почве свинца и кадмия по сравнению с контролем. Если свинец, внесенный в повышенной форме, накапливается в значениях, не превышающих санитарные нормы, то содержание кадмия превышало ПДК.
На второй год последействия в паровой делянке валовое содержание Cdи Pbпродолжало уменьшаться. Свинец аккумулировался в почве в значениях ниже ориентировочно – допустимых концентраций. В то же время содержание Cdв почве оставалось высоким, и в вариантах с внесением повышенных норм превосходило установленные санитарные нормы.
Валовое содержание Pbв кочанах поздней капусты не превышало ПДК, а содержание Cd находилось в пределах гигиенически допустимого количества. В последствии содержание кадмия и свинца в растениях однолетних трав оставалось довольно высоким. Если содержание Pbв зеленой массе трав не превышало нормативного уровня, то содержание Cdбыло выше санитарных норм.
Загрязнение почв кадмием и свинцом не оказывало существенного влияния на величину урожая поздней капусты, однолетних трав и биохимический состав выращенной продукции.
Таким образом, внесение Cdи Pbспособствовало их транслокации в темно-цветной пойменной почве. Из-за слабой подвижности свинца и наличия у растений защитных функций аккумуляция этого элемента в продуктивной части растений не отмечалась. Однако кадмий загрязнял растениеводческую продукцию.
На основе проведённого анализа имеющихся в литературе сведений о поведении ионов ТМ в почве и сопредельных средах можно заключить, что изучению химического поведения Pb(II), Cd(II) и других ТМ в почвах и иных объектах агроэкосистем в настоящее время уделяется значительное, но всё же недостаточное внимание. Это обусловлено как недооценкой проблемы из-за отсутствия аналитической информации на основе многолетних наблюдений, так и отсутствием современных инструментальных средств для определения многих ТМ в объектах окружающей среды. Наиболее информативным является экспериментальный путь изучения механизмов поглощения тяжёлых металлов на модельных системах в лабораторных условиях.
В связи с этим в настоящей работе была предпринята попытка изучения подвижности ионов Pb(II), Cd(II) в почвах при различных условиях на модельных системах с последующей оценкой их фитотоксичности методом биоиндикации. В данном исследовании в качестве тестовой культуры был выбран овёс посевной, который быстро реагирует на поступление и накопление тяжёлых металлов.
2.
Методы и объекты исследования
Для изучения подвижности ионов ТМ и обменных процессов, происходящих в системе «почва – растение», с их участием, выбрана почва Минусинского района. По агрохимическим характеристикам это выщелоченные черноземы. Они отличаются высоким содержанием гумуса или органического вещества, которое имеет важное значение для плодородия почвы и питания растений.
Различные типы почв отличаются не только по общему содержанию гумуса, но и по его составу и свойствам. Для выщелоченных чернозёмов характерно содержание гумуса 6-8 % с соотношением гуминовых кислот к фульвокислотам 1-1,5 и более. Наибольшей комплексообразующей способностью по отношению к ионам ТМ обладают гуминовые кислоты. Исследование агрохимических характеристик почвы и изучение кислоторастворимых форм металлов проводилось на базе государственной агрохимической службы «Минусинская» с использованием методик 2.1-2.6.
продолжение
--PAGE_BREAK--2.1
Методика отбора проб почвы
Пробы почв с горизонта А0 отбирались на дачном участке на протяжении 100 метров через каждые 10 метров. Аналогично пробы почв отбирались с горизонтов А, В.
Подготовка почв к анализу:
1. почву доводили до воздушно – сухого состояния
2. образцы почв усредняли методом квортования
3. почву просеивали через набор сит и отбирали фракцию с определенным размером частиц (d=2мм)
Приготовление почвенной вытяжки:
1. навеску воздушно – сухой почвы 60 г помещали в колбу объемом 500мл. и приливали 300мл. дистиллированной воды, не содержащей углекислый газ. Получали гетерогенную систему, в которой отношение почвы к воде составляет 1:5
2. колбу со смесью встряхивали 3 минуты
3. всю суспензию, не давая отстаиваться, фильтровали через сухой беззольный фильтр «желтая лента»
4. колбу с фильтром следует держать закрытой.
2.2
Определение гумуса почвы по методу И.В. Тюрина [20]
Метод И.В. Тюрина основан на окислении органического вещества почвы хромовой кислотой до образования углекислоты. Количество кислорода, израсходованное на окисление органического углерода, определяют по разности между количеством хромовой кислоты, взятой для окисления, и количеством ее, оставшимся неизрасходованным после окисления. В качестве окислителя применяют 0,4 н. раствор K2Cr2O7в серной кислоте, предварительно разбавленной водой в соотношении 1:1.
Реакция окисления протекает по следующим уравнениям:
1) 2K2Cr2O7+8H2SO4=2K2SO4+2Cr2(SO4)3+8H2O+3O2
2) 3C+3O2=3CO2
Остаток хромовой кислоты, не израсходованной на окисление, оттитровывают 0,1 н. раствором соли Мора с индикаторм дифениламином. Титрование солью Мора, представляющей собой двойную соль сернокислого аммония и сернокислой закиси железа – (NH4)2SO4.FeSO4.GH2O, идёт по следующему уравнению:
K2Cr2O7+7H2SO4+6FeSO4=7H2O+K2SO4+Cr2(SO4)3+3Fe2(SO4)3
Полнота окисления органического вещества при соблюдении всех условий метода, указанных ниже, составляет 85-90% величины окисления методом сухого сжигания (по Густавсону) [12].
Применение сернокислого серебра в качестве катализатора увеличивает полноту окисления до 95% (Комарова).
Для получения надёжных результатов необходимо обратить внимание:1) на тщательную подготовку почвы к анализу и 2) на точное соблюдение продолжительности кипячения при окислении органического вещества; само кипение окислительной смеси должно протекать спокойно. Метод даёт хорошую сходимость параллельных анализов, быстр, не требует специальной аппаратуры (в связи с чем может быть использован и в экспедиционных условиях) и в настоящее время является общепринятым, особенно при проведении массовых анализов.
Подготовка почвы к анализу. При подготовке почвы к анализу на содержание гумуса особое внимание должно быть обращено на удаление из почвы корешков и различных органических остатков растительного и животного происхождения.
Из взятого в поле и доведённого до воздушно-сухого состояния образца почвы берут среднюю пробу в количестве 50г, тщательно отбирают пинцетом корни и видимые глазом органические остатки (панцири насекомых, семена, угольки и т. д.), раздавливают почвенные комки деревянным пестиком с резиновым наконечником и вновь тщательно отбирают корни, пользуясь при этом лупой.
Затем растирают почву в фарфоровой ступке и пропускают через сито с диаметром отверстий в 1мм, после чего из неё снова берут среднюю пробу весом 5г и повторяют отбор корешков, используя для этого следующий приём. Сухую стеклянную палочку энергично натирают сухой суконной или шерстяной тканью и быстро проводят на высоте около 10см над почвой, распределённой тонким слоем по поверхности восковки или пергаментной бумаги.
Тонкие мелкие корешки и полуразложившиеся растительные остатки, которые до этого не удалось отобрать в связи с их малыми размерами, прилипают к поверхности наэлектризованной палочки и таким образом выносятся из почвы. Их снимают с палочки при повторном её натирании. Не следует слишком низко проводить палочкой над поверхностью почвы во избежание выноса из почвы не только органических остатков, но и мелкозёма.
В процессе отбора корешков надо неоднократно перемешивать почву и вновь распределять её тонким слоем. Операцию следует вести до тех пор, пока на палочке будут обнаруживаться лишь единичные корешки. Чистоту отбора корешков контролируют, помимо того, просмотром почвы в лупу.
По окончании отбора корешков почву снова растирают в фарфоровой, яшмовой или агатовой ступке и пропускают через сито с диаметром отверстий в 0,25 мм. Описанным выше способом должен быть подготовлен весь образец в 5г. Отбрасывать трудно поддающуюся растиранию часть образца ни в коем случае нельзя.
Почву, подготовленную вышеуказанным образом для анализа, следует хранить в пакетиках из пергаментной бумаги или восковки либо в пробирках с пробками.
Содержание гумуса определяют по специальной формуле на основании количества хромовой кислоты, пошедшей на окисление. Анализируемый материал должен быть тщательно очищен от органических остатков.
Ход анализа:
1. От образца растёртого резиновой пробкой в ступке отбирали среднюю пробу, из которой берётся навеска в 1 г, тщательно отбираются растительные остатки.
2. Из очищенного материала брали навеску 0,2 г и переносили в коническую колбу на 100 мл. В колбу приливали 15 мл хромовой смеси. Раствор хромовой смеси готовили: 40 г дихромата калия (K2Cr2O7): 1 л Н2О:1 л Н2SO4.
3. Обе колбы кипятили 5 минут с обратным холодильником.
4. После того, как жидкость в колбах остыла, в них добавляли дистиллированную воду до 25% объёма и прибавляли 5 капель индикатора (0,2% раствор фенилантраниловой кислоты).
5. Далее производили титрование 0,2% раствором соли Мора. Хромовая смесь реагирует с солью Мора следующим образом:
K2Cr2O7 + 7H2SO4 + 6FeSO4 = 7H2O + K2SO4 + Cr2 (SO4)3 + 3 Fe2 (SO4)3
В процессе титрования окраска раствора постепенно изменялась от фиолетовой до зелёной. При появлении яркой зелёной окраски, свидетельствующей о восстановлении индикатора (полной нейтрализации хромовой смеси), титрование заканчивали. В первую очередь определяли исходное количество хромовой смеси, взятой для опыта. Титровали холостой опыт для определения количества хромовой смеси, неизрасходованной на окисление органического углерода.
6. Определение гумуса производили по формуле:
A= (a
-
b
)
NK* 100%, где
4
А – количество гумуса в %;
а – количество кубических сантиметров раствора соли Мора, пошедшее на титрование хромовой смеси без почвы;
b–количество кубических сантиметров раствора соли Мора, пошедшее на титрование хромовой смеси с почвой;
N– нормальность раствора соли Мора 0,2;
К – коэффициент перевода на гумус, равный 0,00517;
о – навеска почвы в граммах.
2.3 Определение рН водной вытяжки почв [12]
Материалы и оборудование:образцы почв, весы с разновесами, прибор Н.И.Алямовского.
Пояснения к заданию. Кислотность почвы характеризуют величиной рН водных или солевых вытяжек. Если определяют актуальную кислотность почвы, т.е. кислотность почвенного раствора, то готовят водную вытяжку из почвы, обрабатывая её дистиллированной водой. Если же ставят целью определение обменной кислотности почвы, то готовят солевую вытяжку, обрабатывая почву 1н. раствором хлористого калия.
Определение реакции почвы чаще всего проводится колориметрическим, или цветным, методом по шкале Н.И. Алямовского. Этот метод основан на свойствах некоторых веществ, называемых индикаторами, менять окраску при изменении реакции среды.
Ход работы.
1. Из смешанного образца взять почву и насыпать в пробирку до нижней метки(если нет прибора с нанесёнными чёрточками, то берут навеску почвы 20г, помещают её в коническую колбу ёмкостью 100мл и приливают 50 мл дистиллированной воды или 1 н. раствора КCl. Колбу с содержимым хорошо взбалтывают).
2. Прилить к почве до верхней метки пробирки 1н. раствор КCl(если определяют обменную кислотность) или дистиллированную воду (если определяют актуальную кислотность).
3. Закрыть пробирку резиновой пробкой и хорошо взболтать в течение 5 минут. Если после встряхивания уровень жидкости будет ниже верхней метки, то необходимо добавить раствора и снова взболтать в течение нескольких секунд.
4. Дать жидкости хорошо отстояться до полного осветления.
5. Перенести пипеткой 5 мл прозрачной почвенной вытяжки в чистую пробирку и добавить туда 5-6 капель (0,3мл) комбинированного индикатора[2].
2.4 Определение суммы поглощённых оснований [12]
Метод основан на обработке почвы 0,1н. раствором HCl, при этом часть кислоты идёт на вытеснение и нейтрализацию поглощённых оснований, а остаток её учитывается титрованием 0,1 н. раствором NаOH. По разности между взятым и оставшимся количеством HClнаходят ту часть её, которая израсходована на вытеснение и нейтрализацию поглощённых оснований.
Ход анализа:
На технохимических весах берут навеску почвы массой 10 г, помещают её в колбу на 250 мл и приливают из бюретки 50 мл 0,1 н. раствора HCl, колбу закрывают пробкой и содержимое взбалтывают в течение часа на ротаторе, после чего почву с кислотой оставляют отстаиваться на сутки, затем хорошо взбалтывают вручную и фильтруют через сухой беззольный фильтр. Из полученного фильтрата берут пипеткой 25 мл, помещают в коническую колбу на 100 мл, прибавляют 3 капли фенолфталеина, кипятят на газовой горелке и в горячем виде при помешивании титруют 0,1 н. раствором NаOHдо слабо-розовой окраски, не исчезающей в течение 1 минуты.
Результаты анализа вычисляют по формуле:
S= (a*T1-b*T2)*20 , где
10
S– это сумма поглощённых оснований, мг.экв/100г почвы;
а – количество взятой 0,1 HCl, мл;
в – количество 0,1 NaOH, пошедшего на титрование, мл;
Т1 и Т2 – поправки к титру 0,1н HClи 0,1 н.NaOH
20 – коэффициент для перевода результатов на 100г почвы
10 – коэффициент для перевода результатов в мг. Экв.
Используя полученные результаты, рассчитывают ёмкость поглощения почвы (мг.) Экв на 100г)
T=S+Hг, где
S– сумма поглощённых оснований
Нг – гидролитическая кислотность мг/экв. Степень насыщенности почвы основаниями (V) вычисляют по формуле:
V= ST*100%
2.5. Кислотность почвы
Кислотность – важнейшая агрохимическая характеристика почвы.
Кислотность почвы выражается обычно величиной рН. рН, или водородный показатель, представляет собой отрицательный логарифм концентрации водородных ионов.
По степени кислотности (величине рН) почвы делятся на следующие группы:
--PAGE_BREAK--2.5.2 Определение гидролитической кислотности почв рН-метрическим методом [20]
Метод основан на определении гидролитической кислотности при обработке почвы 1н. раствором уксуснокислого натрия по Каппену при отношении почвы к раствору 1:5 с последующим измерением рН суспензии.
Приготовление растворов:
1.Натрий уксуснокислый 1,0н. раствор: К 68 г соли прибавляли дистиллированной воды и доводили до 0,5 литра. Раствор должен иметь рН 8,3-8,4 при измерении стеклянным электродом.
Если раствор имеет рН менее 8,3, его подщелачивали 1%-ным раствором NaOH, если раствор имеет рН более 8,4-его подкисляли раствором CH3COOH. Раствор быстро портился, его можно хранить не более 3 –4 дней.
Ход анализа.
На технических весах отвешивали 30г воздушно-сухой почвы, размолотой и просеянной через сито D=2мм. Почву помещали в банку и прибавляли 75 мл 1н. раствора CH3COONa(pH=8,3-8,4). Тщательно перемешивали в течение 1 мин. Суспензию оставляли до следующего дня. На следующий день перемешивали суспензию в течение 1 мин. И измеряли рН стеклянным электродом.
Показания рН-метра снимали с точностью до сотых долей.
2.6 Методика определения кислоторастворимых форм металлов в почвенных вытяжках методом атомной абсорбции
Сущность метода и принцип работы. Атомно-абсорбционный анализ основан на способах свободных атомов определяемых элементов, образующихся в пламени при введении в него анализируемых растворов, селективно поглощать резонансное излучение определённых для каждого элемента длин волн.
Метод обеспечивает предел обнаружения многих элементов на уровне 0,1-0,01 мкг/мл, что во многих случаях даёт возможность анализировать пробы без предварительного концентрирования элементов. Атомно-абсорбционный метод позволяет в настоящее время определить до 70 элементов, преимущественно металлов.
Метод атомной абсорбции, сокращённо АА-метод, основан на использовании способности свободных атомов определяемых элементов селективно поглощать резонансное излучение определённой для каждого элемента длинны волны. Раствор, содержащий ион металла, впрыскивается в пламя, где растворитель испаряется, а многие ионы восстанавливаются до атомов. Источником излучения служит лампа с полым катодом, которая излучает свет с определёнными длинами волн. Поглощаемая атомами анализируемого образца энергия излучения с одной из этих длин волн пропорциональна количеству испарившегося в пламени элемента.
Этот метод очень чувствителен благодаря жёстким требованиям к длине волны источника света.
В пламени специальной горелки атомно-абсорбционного анализатора происходит испарение раствора, подаваемого в виде аэрозоля вместе с горючим газом и окислителем, при этом плавится и испаряется растворённая проба, идёт термическая диссоциация молекул и образование свободных атомов. Важно, чтобы при этом большинство атомов находилось в невозбуждённом состоянии. В качестве атомизатора используется воздушно-пропан-бутановое пламя. Оптимальная температура пламени для атомизации составляет 2000-30000С. Световой поток от спектральной лампы проходит через пламя горелки и монохроматор. Между пламенем и монохроматором помещается диафрагма, позволяющая уменьшить щель, через которую свет проходит на монохроматор, а от него – на фотоэлектричесикй детектор. Сигнал, получаемый с детектора, усиливается специальным усилителем и регистрируется цифропоказывающим индикатором, который может быть связан с печатающим устройством.
Наиболее универсальным, удобным и стабильным источником получения свободных атомов является пламя. В пламени происходит испарение растворителя, растворённые вещества превращаются в мелкие твёрдые частицы, которые далее плавятся и испаряются. Образующиеся пары содержат смесь свободных атомов, ионов и молекул различных химических соединений.
В качестве детектора излучения системы регистрации используют фотоэлектронные умножители (ФЭУ). Они должны обладать достаточной чувствительностью в широкой области спектра (табл. 3).
Таблица 3
Аналитическая линия чувствительности и оптическая область концентрации атомно-абсорбционного определения элементов
Элемент
Линия, нм
Газовая смесь
Чувствительность, мкг/см3
Оптимальная область концентраций,
мкг/см
Cu
324,7
Ацетилен-воздух
0,05
2-5
Zn
213,8
То же
0,01
0,4-1,5
Pb
217,0
То же
0,1
5-20
Cd
228,8
То же
0,01
0,1-5
Hg
253,7
Беспламенная атомизация
0,1-0,5
0,04-0,71
В настоящей работе рекомендуется использовать 1н. HNO3 или 1 н. HClи ацетатно-аммонийный буферный раствор с рН 4,8, экстракцию проводят из отдельных навесок почв в трёхкратной повторности.
Приготовление растворов необходимо проводить в вытяжном шкафу.
Буферный раствор с рН – 4,8
Для приготовления 1 дм3 этого раствора берут 108 см3 98% уксусной кислоты (СН3СООН) и 75 см3 25% раствора аммиака (NH4OH). В справочнике находят их массовые доли в весовых процентах. Если найденные значения массовых долей отличаются от вышеуказанных, объёмы реактивов, необходимые для приготовления буферного раствора, вычисляют по формуле:
V2= V3c
1
d
1, где
c2d2
V2– искомый объём реактива, см3;
c1 — необходимая массовая доля вещества, вес %;
c2– найденная массовая доля вещества, вес %;
d1 – плотность заданной массовой доли вещества, г/см3;
d2– плотность, соответствующая найденной массовой доли вещества, г/см3.
Найденные объёмы уксусной кислоты и аммиака приливают к 500-600 см3 бидистиллированной воды и доводят до метки.
Приготовление раствора 1 н. HNO3
В коническую колбу из термостойкого стекла вместимостью 1000см3 наливают 900 см3 бидистиллированной воды и приливают к ней 62 см3 азотной кислоты плотностью 1,42 г/см3, осторожно помешивая раствор, доводят до метки водой, а затем полученный раствор охлаждают до комнатной температуры.
3 Экспериментальная часть
3.1 Агрохимические характеристики почв
Проведён химический анализ почв для выявления агрохимических показателей почвы с использованием методик 2.2-2.5. Данные представлены в таблице 4.
На основе этих данных можно сделать вывод, что исследуемая почва относится к выщелоченным чернозёмам, характеризующиеся содержанием гумуса 6-8%.
В чернозёмах высока доля содержания гумуса. Известно, что гумус -это депо для тяжёлых металлов. Особенно высока комплексообразующая способность гумусовых веществ по отношению к Cu(II), Cd(II) и Pb(II).
Тяжёлые металлы вносили в почву в виде солей азотнокислого кадмия и уксуснокислого свинца, из расчета на элемент в ПДК: кадмий – 3мг/кг и свинец – 1мг/кг[4]. Данные химического анализа после эксперимента представлены в таблицах 5 и 6.
Из этих данных видно, что тяжёлые металлы оказывают значительное влияние на основные агрохимические характеристики: содержание Са2+, Мg2+, рН водной вытяжки, суммы поглощённых оснований.
Таблица 4
Агрохимические характеристики образцов почвы пригородной зоны
г. Минусинска
Обменная кислотность остаётся неизменной при внесении ТМ, а гидролитическая кислотность изменяется незначительно: только при внесении ионов Pb(II) в контрольный образец почвы гидролитическая кислотность возросла на 0,19 ммоль/100 г, а в случае с Cd(II) – на 0,47 ммоль/100 г. Это указывает на вытеснение ионов Al3+, Fe3+из почвенного поглотительного комплекса ионами Cd(II) и Pb(II) и усилением процессов гидролиза.
Известкованиеявляется эффективным приёмом в снижении содержания подвижных форм ТМ в почве, т. к. способствует их детоксикации, а высокое содержание в почвенном растворе водорастворимых органических соединений приводит к повышению миграционной способности металлов благодаря образованию устойчивых органоминеральных комплексов. В их составе металлы могут транспортироваться за пределы почвенного профиля.
Использование ацетата натрия приводит к тому, что рН среды повышается и в условиях подщелачивания ионы металлов становятся очень подвижными, при этом снижается общее количество гумуса.
Очень важной агрономической характеристикой почвы является кислотность. Как правило, чернозёмы обладают нейтральной реакцией с небольшими отклонениями в ту или другую сторону. В нашем случае обменная кислотность не изменяется и остаётся постоянной, т. к. для чернозёмов она менее характерна. Чаще всего приходится встречаться с гидролитической кислотностью, которая свойственна большинству почв. Её необходимо определять для установления дозы извести и возможности эффективного применения фосфоритной муки.
Кроме того, для характеристики почвы важно знать не только абсолютное значение кислотности, т. е. общее количество поглощённых ионов водорода, но и соотношение между ними и другими поглощёнными катионами – Са2+, Mg2+, Na+, K+ и другие. Величина степени насыщенности основаниями – важный показатель для характеристики степени кислотности почвы, её учитывают при определении нуждаемости почв в известковании.
В модельном эксперименте значение суммы поглощённых оснований в разных вариантах колеблется от 44,7 до 46,8 ммоль/100 г в сравнении с почвой – контролем, что свидетельствует о незначительной потребности почвы в известковании.
Таблица 5
Изменение агрохимических показателей почвы после внесения соли Pb(II) в разных концентрациях.
Таблица 6
Изменение агрохимических показателей почвы после внесения соли Cd(II) в разных концентрациях
продолжение
--PAGE_BREAK--3.2 Изучение подвижности соединений
Pb
2+
и
Cd
2+
в почвах
В работе решалась задача изучения степени подвижности ионов свинца (II) и кадмия (II) и, в частности, выявление доли кислоторастворимых форм ТМ в системе «почва-растение». Экспериментальные данные изучения подвижности ионов Pb(II), Cd(II) под влиянием различных концентраций их в почве и почвенном растворе в зависимости от кислотности почвы проводились с использованием солей Cd(NO3)2 и Pb(CH3COO)2.
Ионы металлов вводили в почву в количествах, кратных 20 ПДК и 60 ПДК (ПДК Cd(II) = 3 мг/кг [18], ПДК Pb(II) = 1 мг/кг [13]) по схеме:
1. контроль (почва-фон)
2. фон + ТМ (Pb2+/Cd2+) + биогумус
3. фон + ТМ (Pb2+/Cd2+) +известь
4. фон + ТМ (Pb2+/Cd2+) + ацетат натрия
Опыты были заложены в сосудах без дна размером 10*15*40 см.
После выращивания биокультуры в течение 30 суток почву подвергали химическому анализу на содержание валовых и подвижных форм Pb(II), Cd(II) методом атомно-абсорционной спектроскопии (методика 2.6.) с целью определения доли поглощения ТМ. Результаты представлены в таблицах 7, 8 и на диаграммах 1-4.
Таблица 7
Содержание валовых форм Pb(II), Cd(II), мг/кг в почве Минусинского района
Таблица 8
Содержание подвижных форм Pb(II), Cd(II), мг/кг в почве Минусинского района.
Рис. 1. Валовое содержание кадмия (II), мг/кг
Рис.2. Валовое содержание свинца (II), мг/кг
Условные обозначения к рисункам 7-8:
1- почва + Ме2+
2- почва + Ме2+ + СН3СООNa
3- почва + Ме2+ + биогумус
4- почва + Ме2+ + известь
Рис. 3. Содержание подвижных форм кадмия в почве (экстр. 1 н. СН3СООNН4), мг/кг почвы
Рис.4.Содержание подвижных форм свинца в почве (экстр. 1 н. СН3СООNН4), мг/кг почвы
Условные обозначения к рисункам 1-4:
1- почва + Ме2+
2- почва + Ме2+ + СН3СООNa
3- почва + Ме2+ + биогумус
4- почва + Ме2+ + известь
Подходы, рекомендуемые разными авторами [13] для характеристики соединений ионов ТМ в почве с позиции их подвижности, принципиально различаются. В почвах подавляющая часть Cd(II) и Pb(II) находится в виде твёрдых соединений, которых может быть несколько. В процессе выделения фракций возможно перераспределение элементов между ними. Так, при определении содержания обменной фракции свинца следует иметь в виду, что однократной обработкой 1 н. СН3СООNH4из почвы не удаётся экстрагировать более 50% даже щелочноземельных обменных катионов, которые, безусловно, связаны значительно слабее, чем Pb(II) [13].
Полученные результаты указывают на то, что с ростом рН среды валовое количество свинца увеличивается. При внесении Pb2+в почвенный раствор, в количествах, кратных 60 ПДК, наибольшее количество металла закрепляется почвой в случае применения биогумуса и извести, а так же в почве – контроле. Аномально высокое значение Pb2+с применением ацетата натрия объясняется, скорее всего, происходящим в системе процессом гидролиза, приводящему к накоплению ОН- ионов в почвенном растворе. Это продолжается до тех пор, пока в системе не установится равновесие между негидролизованными ацетат-ионами и гидроксид-ионами, появляющимися в результате гидролиза по аниону. В силу слабости уксусной кислоты как электролита (К дис = 1,74*10-5) глубина протекания гидролиза будет значительной, и в растворе будут накапливаться ОН- ионы. Установлено что, рН 1 н. раствора СН3СООNaравен 9,4, что вполне согласуется с полученными экспериментальными данными.
Поведение Cd(II) заметно отличается от поведения других тяжёлых металлов. Его подвижность высока во всех средах, даже при внесении извести. Повышенная подвижность кадмия, и связанная с этим меньшая защищённость растительного организма от избыточных ионов этого элемента, является одной из причин сильной его токсичности.
Прочность связывания количеств Pb(II), Cd(II) за счёт химического взаимодействия будет разной, как в силу неоднородности почвенных частиц и почвенного органического вещества, так и вследствие кооперативных эффектов (изменения прочности связи ионов в результате присоединения (или отщепления) другого иона к другой частице или функциональной группе молекулы).
Полученные данные позволили провести оценку доли различных форм соединений Pb(II), Cd(II) по подвижности в почве. Результаты представлены в таблице 9.
Таблица 9
Содержание подвижных форм ионов ТМ в почве, % района.
Исходя из этих данных, можно заключить, что с ростом содержания органического вещества в почве количество подвижных ионных форм как свинца так и кадмия в 2,7 раза уменьшается, а внесение извести практически не отражается на количестве подвижных форм свинца, тогда как доля подвижных форм кадмия уменьшается их 2 раза.
Известь является менее эффективным способом снижения подвижных форм ТМ в данном случае.
Ни одна из имеющихся в литературе методик фракционирования элементов не даёт возможности определить их истинные формы. Доступность свинца и кадмия растениям должна зависеть от способности их соединений высвобождать металл в раствор, в том числе при взаимодействии с выделяемыми корнями ионами Н+ или анионами органических кислот, которые связывают металлы в комплексы.
В кислых почвах существенная часть Pb(II), Cd(II), вплоть до 10-70 %, действительно способна обмениваться на другие ионы; в нейтральных почвах преобладают фракции, «связанные» с «оксидами Fe– Mn» и органическим веществом, а в слабощелочных и щелочных условиях свинец и кадмий распределены между «карбонатной», «органической» и «остаточной» фракциями.
3.3 Изучение фитотоксичности ионов
Cd
(
II
) и
Pb
(
II
)
Содержание в почве тяжёлых металлов и сопряжённая с этим транслокация их в растения – сложный процесс, на который влияет множество различных факторов.
Чтобы понять механизм воздействия каждого из них, следует изучать влияние отдельных факторов на фитотоксические действия тяжёлых металлов в условиях эксперимента.
Выбор культуры овса в качестве объекта исследования не случаен, поскольку является своеобразным индикатором и легко «откликается» на поступление и накопление металлов. Определение поступления тяжёлых металлов в растение проводилось в течение 30 дней, при этом особое внимание обращалось на уровень развития корневой системы и наземной части растения.
В первые 10 дней наиболее благополучно выглядели всходы, в которых была добавлена смесь биогумуса и тяжёлых металлов (Pb2+иCd2+ ). Они отличались наиболее длинными листьями и ветвистой корневой системой. На их фоне также хорошо выглядели всходы контроля, а растения с ацетатом натрия были самыми низкорослыми. Данные опыта предоставлены на рисунках 5 и 6. На 13-15 сутки эксперимента отмечается интенсивный рост культуры овса на почве – контроле, а также в лотках с использованием извести и биогумуса с концентрацией тяжёлых металлов (Pb2+иCd2+ ), в 20 раз превышающей ПДК.
Растения с ацетатом натрия – пожелтевшие и увядшие, несмотря на систематический полив и уход. Данные развития растения на 20-е сутки представлены на рисунках 7 и 8.
При совместном присутствии в почве тяжёлых металлов и CH3COONa(для создания более кислой среды) рост корневой системы и наземной части визуально прекращается.
На 27-е сутки на общем фоне самыми благополучными выглядели растения, выращенные на почве – контроле. Сильно желтеет и сохнет культура, выращенная в системе “почва – тяжёлые металлы – известь”. Особенно ярко этот эффект проявляется при использовании соли Cd2+.
Овёс, выращенный в системе “почва – тяжёлые металлы – ацетат натрия” на 30-е сутки эксперимента погибает. Наблюдается частичная гибель растений в опытах с использованием солей тяжёлых металлов.
Об этом свидетельствуют данные, приведённые на рисунках 9 и 10. Высокая концентрация тяжёлых металлов в системе “почва – тяжёлые металлы – ацетат” вызывает резкое угнетение развития растений, что привело к формированию крайне низкой продуктивности продукции или полной гибели растений. В связи с этим данные роста и развития культуры овса в системе не приведены. Для этой модельной системы установлено наибольшее количество подвижных форм свинца и кадмия.
Таким образом, метод биоиндикации позволил оценить эффективность различных способов снижения фитотоксичности ионов ТМ в системе «почва – растение». Показано, биогумус резко снижает количество подвижных форм Pb(II) и Cd(II) и, в связи с этим, их фитотоксичность. Известь при внесении в почву в меньшей степени, чем биогумус, связывает ионы ТМ и незначительно снижает их фитотоксичность.
Рис. 5. Динамика корневой системы под влиянием ионов Pb2+Cd2+(10 сутки)
Рис. 6. Развитие наземной части овса на 10 –е сутки с внесением Cd2+, Pb2+
Рис. 7. Развитие корневой системы овса на 20 –е сутки эксперимента
Рис. 8. Развитие наземной части овса на 20-е сутки эксперимента
Рис. 9. Развитие корневой системы на 30-е сутки эксперимента
продолжение
--PAGE_BREAK--
Рис. 10. Развитие наземной части овса на 30-е сутки эксперимента.
Выводы
1. Установлено, что подвижность ионов Pb(II) и Cd(II) в выщелоченных чернозёмах и степень их фитотоксического действия на растения определяется количеством легко доступных растению подвижных форм ионов металлов, долей органического вещества в почвенном поглотительном комплексе и кислотностью почвенного раствора.
2. Метод биоиндикации позволил оценить эффективность различных способов снижения фитотоксичности ионов ТМ в системе «почва – растение». Показано, биогумус резко снижает количество подвижных форм Pb(II) и Cd(II) и, в связи с этим, их фитотоксичность. Известь при внесении в почву в меньшей степени, чем биогумус, связывает ионы ТМ и незначительно снижает их фитотоксичность.
3. Изучена поглотительная способность почв по отношению к ионам Cd(II) и Pb(II) под влиянием различных факторов:
— увеличение содержания органического вещества в почве приводит к возрастанию емкости поглощения почвы по отношению к ионам Pb(II) с 53,60 мг/кг по 20,01 мг/кг; по отношению к ионам Cd(II) — с 75,22 мг/кг по 28,02 мг/кг;
— с ростом рН возрастает доля подвижных форм ионов Pb(II) и Cd(II), легко доступных для растения.
4. Показано, что с ростом содержания органического вещества в почве количество подвижных ионных форм как свинца так и кадмия в 2,7 раза уменьшается, а внесение извести практически не отражается на количестве подвижных форм свинца, тогда как доля подвижных форм кадмия уменьшается их 2 раза.
Литература
1. Добровольский В.В., География микроэлементов. Глобальное рассеяние. М:.Мысль,1983
2. Понин М.С., Касымова Ж.С. Накопление биомассы и содержание цинка в проростках яровой пшеницы и тёмно – каштановой почве при внесении разных доз сульфата цинка //Агрохимия-1999-№3-с61-63
3. Понизовский А.А., Студеникина Т.А. Поглощение ионов меди (II) почвой и влияние на него органических компонентов почвенных растворов //Почвоведение – 1997-№7 с 850-859
4. Савич В.И., Оконская И.С. Определение уровня загрязнения почв и растений тяжёлыми металлами //Химизация сельского хозяйства 1992-№1-с 56-58
5. Геохимия тяжёлых металлов в природных и техногенных ландшавтах /Под ред. Глазовской, М:.МГУ, 1983
6. Доклад о свинцовом загрязнении окружающей среды Российской Федерации и его влиянии на здоровье населения. М:. РЭФИА, 1997
7. Полянский Н.Г. Свинец. М:.Наука 1986
8. Приходько Н.Н. Ванадий, хром, никель и свинец в почвах Притисской низменности и предгорий Закарпатья.//Агрохимия 1977-№4-с850-859
9. Золотарёва Б.Н., Скрипниченко И.И. Содержание и распределение тяжёлых металлов (свинца, кадмия и ртути) в почвах Европейской части СССР//Тенезис, плодородие и мелиорация почв. Пущино, — 1980 – с77-90
10. Садовникова Л.К. Использование почвенных вытяжек при изучении соединений тяжёлых металлов // Химия в сельском хозяйстве – 1997-№2-с 37-40
11. Кашин В.К., Иванов Б.М. Свинец в почвах юго – западного Забайкалья //Почвоведение –1998-№12-с 1502-1508
12. Зырин Н.Г., Соколова Т.А. Сорбция свинца и состояние поглощённого элемента в почвах и почвенных компонентах // Почвоведение, 1986 — №4-с39-46
13. Понизовский А.А., Мироненко Е.В. Механизмы поглощения свинца (II) почвами //Почвоведение – 2001-№4-с418-429
14. Мироненко Е.В., Понизовский А.А. Математическая модель для описания химических равновесий в почвах с участием тяжёлых металлов, низкомолекулярных органических и фульвокислот.//Сборник тезисов. Тяжёлые металлы в окружающей среде. Пущино 15-18 октября 1996г. Пущино: ОНТИ НЦБИ, 1996, с 153-154
15. Волошин Е.И. Загрязнение почвы тяжёлыми металлами и продуктивность растений. // Земледелие – 1998 — №3 – с22
16. Отраслевые стандарты. Методы агрохимических анализов почв. М:.1977
17. Добровольский Г.В., Гришина Л.А. Загрязнение тяжёлыми металлами и охрана почв. М:. МГУ, 1985
18. А.Кабата – Пендиас, Х. Пендиас. Микроэлементы в почвах и растениях /под ред. Саета, 1989
19. Ильин Б.В., Степанова М.Д. Распределение свинца и кадмия в растениях пшеницы, произрастающей на загрязнённых этими металлами почвах. // Агрохимия, 1980, с 114
20. Волуенко И. М., Меркулов М. П. Практикум по основам сельского хозяйства. – М.: Просвящение, 1975
21. Лозановская И. Н., Орлов Д. С. Экология и охрана биосферы при химическом загрязнении. – М.: «Высшая школа», 1998. – 240 с.
22. Определение химического состава растительных материалов. Уч. пособие / В. П. Цыпленков, А. С. Фёдоров, Т. А. Банкина, Н.Н Фёдорова., под ред. Цыпленкова, СПб.: изд-во С. – Петербургского университета, 1997. 152 с.
23. Самохвалов П. С., Плесцов В. М. Закономерности внекорневого загрязнания культур кадмием и оценка биологического действия на вегетирующие растения. – М.: 1998.- 54 с.
24. Сурин В. А., Волошин А. Е. Влияние формы нахождения металлов в почве на их миграцию в овёс / Труд Vвсесоюзного совещания по миграции веществ в почве и сопредельных средах. – Л.: Гидрометеоиздат, 1989. – 154 с.
25. Передерий О. Г., Мишкевич Н. В. Охрана окружающей среды на предприятиях цветной металлургии. – М.: Металлургия, 1991. – 286 с.
26. Добровольский В. В. Свинец в окружающей среде / Современные проблемы биосферы. – М.: Наука, 1987. – 182 с.
27. Бабкин В. В., Завалин А. А. Физиолого-биохимические особенности аспекта действия тяжёлых металлов на растения // Химия в сельском хозяйстве. – 1995. — №5. – с.17-21.
ПРИЛОЖЕНИЕ
Таблица 1
Статистическая обработка результатов
Таблица 2
Содержание валовых и подвижных форм Pb(II)
продолжение
--PAGE_BREAK--