РАДИОАКТИВНЫЕ изотопы В СИСТЕМЕ ПОЧВА

И. В. МОЛЧАНОВА,
Н.В. КУЛИКОВ
РАДИОАКТИВНЫЕ
изотопы
В СИСТЕМЕ
ПОЧВА-РАСТЕНИЕ
АТОМИЗДАТ-1972
И.В.МОЛЧАНОВА,Н. В. КУЛИКОВ
РАДИОАКТИВНЫЕ
ИЗОТОПЫ В СИСТЕМЕ
ПОЧВА-Р А СТЕН ИЕ
МОСКВА
А ТОМИЗДА Т
1972
УДК
(631.41
+ 581.19)
: 546
И. В. М о л ч а н о в а, Н. В. К у л и к о в. Радиоак­
тивные изотопы в системе
издат,
1972,
стр.
почва- растение. М.,
Атом­
86.
В книге рассмотрены вопросы миГрации, распреде­
ления и фиксации радиоактивных изотопов железа, ко­
бальта, иттрия и церия в важнейшем биогеоценотнче­
ском
звене
почва- растение.
Описаны
собственные
результа1'ы
исследовании
сорбции радиоизотопов в почве в зависимости от ряда
сопутствующих факторов (тип почвы, рН раствора, кон­
центрация изотопных и неизотопных носителей, искусст­
венных
комплексанов
и
водных
экстрактов
из
расти­
тельного оп ада). Дана сравнительная оценка прочности
фиксации изотопов в почвах. Приведена характеристика
их
миграционной
растение
и
способности
почва- растение.
распределение
радиоизотопов
в
системах:
Рассмотрена
в
раствор­
миграция и
почвенио-растительном
покрове естественных и искусственных биогеоценозов.
Иллюстраций 15, таблиц 33, библиография 214 наз­
ваний.
2-10-2
86-72
11РЕДИСЛОВИЕ
Развитие атомной промышленности и широкое
использование ее продукции в народном хозяйстве созда­
ют предпосылки для бесконтрольного поступления микро­
количеств искусственных
радиоактивных изотопов
личные участки биосферы
этих
изотопов
Земли.
задерживается
покрове, откуда
затем
в
Значительная
в раз­
часть
почвенио-растительном
мигрирует с почвенио-грунтовыми
IЮТ!,ами и по биологическим цепочкам.
Несмотря на то что имеющиеся уровни радиоактив,
ного загрязнения земной
поверхности
в
глобальном
масштабе не представляют опасности для живого насе-
Jlения нашей планеты, интерес
к проблеме
миграции
радиоактивных веществ в биосфере все возрастает. Об
э1ом
свидетельствуют
многочисленные
публикации
по­
следних лет как в нашей стране, так и за рубежом. Од­
нако большинство работ посвящено изучению поведения
в почве и растениях долгоживущих осколочных
тивных изотопов (Sг 90 и
Cs 137 ).
радиоак­
Радиоактивные изотопы
других химических элементов изучены
в этом
отношении
значительно слабее.
В предлагаемой работе авторы подводят итог своим
l\!НОголетним
почвенно-радиоэкологическим
ям с радиоактивными изотопами железа,
исследовани­
кобальта, ит­
трия и церия, проведеиным в Лаборатории радиацион­
ной биоценолоГии и биофизики Института экодогии рас­
тений и животных Уральского научного центра АН СССР.
На основании полученных данных и обзора работ, выполЗ
·
венных другими
исследователями,
в книге дается сравни­
тельная характеристика миграционной способности ука­
занных изотопов в системах разной сложности (почва­
раствор, почва- раствор- растение, почва
ный покров естественных
роль
растительности
в
биогеоценозов).
вертикальном
-
раститель­
Выясняется
перераспределении
радиоактивных изотопов железа, кобальта, иттрия и це­
рия в почве. Оценивается возможность
экстраполяции
лабораторных и вегетационных опытов
на природные
биогеоценозы.
Исследования эти еще далеки от завершения.
не
менее авторы
полагают,
имеющихся данных
что
подобное
может представить
Тем
обобщение
интерес для
спе­
циалистов, работающих в соответствующих областях ра­
диобиологии,
радиационной
•енологии, почвоведения и
гигиены, экологии,
агрохимии.
биогео­
ВВЕДЕНИЕ
Изучение закономерностей
миграции химиче­
ских элементов в ландшафтах и почвах- важная науч­
но-теоретическая
и практическая задача. В настоящее
время интерес к этой необычайно
сложной
проб.леме
очень возрос.
Теоретическим фундаментом указанного направления
исследований являются замечательные работы В. В. До­
кучаева в области географии и генезиса почв,
учение
В. И. Вернадского о биосфере и биогеохимии, а также
исследования Л. С. Берга, В. Н. Сукачева и Б. Б. Полы­
нова
по
ландшафтоведению,
мии ландшафтов
0-13].
биогеоценологии
и
геохи­
В трудах перечисленных есте­
ствоиспытателей сформулирован комплексный подход
к изучению процессов, протекающих в биосфере. Исполь­
зование этого богатейшего наследства при изучении при­
родных
явлений
обусловило
формирование
некото­
рых других научных дисциплин, способствующих позна­
нию истории нашей планеты и процессов, протекающих
на ней в настоящее время.
Одна из таких дисциплин- радиоэкология,
которая
занимается исследованием механизмов
взаимодействия
между радиоактивной средой и населяющими эту среду
живыми организмами. Наряду с биологическим действи­
ем радиоактивных веществ, важнейшей задачей этого
направления работ является изучение геохимической
судьбы искусственных
и
естественных радиоактивных
J!Зотопов в биосфере, выяснение путей и темпов их миг­
рации, а также установление факторов,
миграцию этих
изотопов
в
различных
влияющих на
биогеоценозах
[14-24].
Радиоактивные изотопы, попадая на земную поверх­
ность с атмосферными осадками или другими путями, в
5
первую
очередь
загрязняют
водоемы,
почву
и
ее
расти­
тельный покров, откуда мигрируют с почвенцо-грунтовы­
ми
водами
и
включаются
в
различные
пищевые
Поэтому знание закономерностей поведения
цепи.
радиоизо­
топов в первичных биогеоценотических звеньях: почва­
раствор и почва- раствор- растение, особенно важно.
Широкие возможности применения в этих исследованиях
метода радиоактивных индикаторов значительно облег­
чают задачу
изучения поведения
радиоактивных изотопов
в системах различной сложности (почва- раствор, поч­
ва- раствор- растение, экспериментальный биогеоце­
ноз, природвый биогеоценоз) и позволяют вести работу
с
микроколичествами
химических
элементов,
не
превы­
ш~ющими их естественные концентрации в окружающей
среде
..
Поведение радиоактивных изотопов в почвах, их под­
вижность· и
доступность
растениям
зависят
от
совокуп­
ного действия различных факторов, к которым относятся
условия внешней среды, тип почв,
биологические осо­
бенности растений ff физико-химические свойства самих
элементов. Экспериментальное изучение ·значения этих
факторов, их количественная оценка
и
экстраполяция
полученных данных на природные объекты (поу:вы, био­
геоценозы, ландшафты) являются, на наш взгляд, одним
из путей успешного решения многих задач радиоэколо­
rии.
Изучению поведения радиоактивных изотопов в поч­
вах и растениях посвящено большое количество работ.
Наиболее полные обзоры этих работ даны в ряде сводок
и монографий {25-29]. Следует отметить, однако, что
большинство такого
времени
проводятся
рода
с
исследований
долгоживущими
до настоящего
радиоактивными
изотопами стронция и цезия, как наиболее опасными с
радиологической т·€1чки зрения. Менее изучены радиоак­
тивные изотопы Других химических элементов, в част­
ности Fe 59 , Со 60 , У91 и Се 144 • Между тем Fe 59 и Со 60 как
наведенные радиоактивные изотопЬr, а У9 1 и Се 144 как
продукты
деления
урана
могут
также
в
значительных
количествах поступать в биосферу в результате ядерных
взрывов
и
мирного
ских установок.
использования
Период
атомных
энергетиче­
полураспада
Fe 59 - 45 ·дней,
144
91
СобО- 5,26 лет, У - 57,5 дней и Се
- 284,5 дней. До
полного распада они, наряду со Sr90 и Cs 137 , загрязняют
природные воды и почвы, вклЮчаются в трофические це~
6
пи и попадают
s
организм человека. Опасность, которую
предстаsляют такие загрязнения,
очевидна,
а
для
прог­
нозирования последствий
радиоактивного
загрязнения
земной поверхности и выработки рекомендаций по борь­
бе с ними необходимо точное знание механизмов ми~
рации
радиоактивных
изотопов
в
различных
участках
биосферы.
Иттрий и церий- представители
мельных
элементов,
геохимия
группы
которых
редкозе­
изучена
еще, не­
достаточно. Частично исследовалась лишь роль этих эле­
ментов и их радиоактивных изотопов в жизни растений
и животных
[30-33].
Известно, что иттрий и церий могут присутствовать
в растворе в ионной, коллоидной
и
псевдоколлоидной
формах. Как правило, ионные
формы
радиоактивных
изотопов наиболее прочно фиксируются в почвах, они
не вымываются водой и растворами нейтральных солей.
Коллоидные формы обладают совершенно иными сорб­
ционными свойствами
механизмы
[34-40].
поглощения
иттрия
По одним данным
и
церия
почвами
ны на реакциях ионного обмена. По другим
[41, 42],
основа­
[40, 43-49],
эти элементы в почвах закрепляются по типу реакций
комплексообразования, что подтверждается сложивши­
мися
к
настоящему
времени
в
геохимии
пре~ставления­
ми о ведущей роли комплексных соединений в переносе
и
концентрировании
редких
элементов
в
гипергенных
процессах. На полноту поглощения радиоактивных изо­
топов иттрия
и
церия
почвами
и
прочность
их
закрепле-.
ния оказывает большое влияние реакция среды, а также
физико-химические и минералогические особенности са­
мих почв [25, 34-36, 38, 50].
Кобальт, как известно, относится к группе
химиче­
ских элементов, прочно фиксирующихся почвенными ча­
стицами. Этим объясняется его слабая мобильность в
почвах и малая доступность растенИям [29, 37, 51-53).
Недостаток кобальта в некоторых почвах
приводит к
резкому
снижению
крове, что,
его
содержания
в
растительном
по­
в свою очередь, вызывает тяжелые эндемиче­
ские заболевания растений и животных [30, 54-56). Сле­
довательно,
изучение поведения кобальта, помимо об­
щего биогеохимического и радиоэкологического
значе­
ний, представляет существенный интерес
и в
связи с
проблемой микроэлементов.
Решение
этой проблемы
требует не только тщательного исследования биологиче-
7
ской роли микроэлементов, но и знания закономерностей
их миграции в различных биогеоценозах.
Помимо
отмеченного
выше
радиоэкологического
значения, судьба железа .в почвах привлекает внимание
исследователей и по другим причинам.
Железо очень
широко распространено в биосфере (кларк его в лито­
сфере равен 5), а большая подвижность некоторых его
соединений определяет типаморфность этого элемента в
ряд~ геохимических ландшафтов {57, 58]. Хорошо извест­
на роль железа в формировании подзолистых, болотных,
луговых, латеритных и других типов почв.
Ортштейны,
болотные руды, иллювиальные горизонты
солонцов,
пленки
почв- все это
подзолов
и
гидроокиси железа, г леевые горизонты
является
результатом
и
показателем
вы­
сокой миграционной способности железа [59-69].
Большое внимание уделяется зависимости миграции
железа
от
щелочио-кислотных
и
окислительно-восстано­
вительных условий среды, а также связи его с органиче­
ским веществом почв
[70-80].
Многочисленные работы
русских и зарубежных исследователей показывают, что
особо важную роль в миграции железа в почвах играют
воднорастворимые орга:цические
вещества
специфиче­
ской природы, способные вступать
с ним
в
реакции
комплексаобразования
[81-93).
С ланд!l!афтно-геохимическе:й mчки зрения заслужи­
вает внимания тесное сосуществов-ание
процессов кон­
центрирования . и р.ассеиван·НН железа. -Особенно ярко
это проявляется в почвообразовании.·Высокий кларк же­
леза в литосфере и наличие участков эемной поверхно­
сти· с повышенной концентрацией этого Элемента не ис­
ключают возможности
миграции
ero
в
природных
водах
и почвенных растворах в микроколичествах. Содержание
растворенного миграционносиособного железа в природ­
ных водах составляет в среднем 10-c 4 ~I0- 5 М [58, 63,
94-96].
.
Подобные количества можно· ра-ссматривать как мик­
роконцентрации, если понимать ш:>;д микроконцентрация­
ми элементов такие колцчества, которые на три порядка
в~личин ниже концентраций основных макроэлементов
(Са, Mg,, N а, К), растворенных в природных водах и вхо­
дящих в состав поглощающего комплекса почв
{97]. При
экспериментальном изучении
закономерностей
мигра~
ции железа в почвах необходимо работать с концентра­
циями, близкими к природным, потому что именно пере-
8
мещение таких количеств миграционноепособиого железа~
приводит к концентрированию
или
рассеиванию этого­
элемента, вследствие чего в итоге формируются опреде­
ленные типы почв, почвенные новообразования, руды к
вторичные минералы.
Вместе с тем в последнее время проявляется особый
интерес к изучению
поведения
железа
в почвах, наряду
с изучением поведения в них кобальта, иттрия и церия.
Это объясняется тем, что железо по отношению к микро­
количествам' данных элементов может быть неизотопным
носителем,
существенно
влияющим
почвах при определенных условиях
на
их
поведение
В­
[40, 98-1 00].
Из изложенного выше следует, что к настоящему вре-­
мени С раЗЛИЧНОЙ С'iеПеНЬЮ детаЛИЗОВаННОСТИ получены
некоторые представления о почвенной
химии
-
жею;за,
кобальта, иттрия и церия. Описаны особенностИ мигра­
ции
и
аккумуляции
железа
различных типов почв и
в
генетических
горизонтах
в почвенио-геохимических ланд­
шафтах. Имеются сведения о содержании и распределе­
нии кобальта в почвах и его биологической роли в ор­
ганизмах. Однако до последнего времени слабо изучен­
ным остается вопрос о поведении этих элементов в био­
геоценотических звеньях почва- раствор и почва- рас­
твор -растение. Имеющиеся в литературе весьма раз­
розненные
и
сравнению,
малочисленные
так
как
они
данные
получены
с
не
поддаются
различными
пока
целями:
и с применением разных методов исследования.
Настоящая книга не претендует на полное описание
всего имеющегося материала в области почвенной био­
геохимии железа, кобальта, иттрия и церия. Работая В­
течение ряда
мических
лет с
радиоактивными
элементов
в
плане
изотопами этих
хи­
почвенно-радиоэкологиче­
ских исследований и придерживаясь примерно
единой­
методики, авторы собрали довольно многочисленный ма­
териал, характеризующий поведение указанных элемен­
тов в почве и растениях. сЗначительнС\я часть этих работ
опубликована в виде кратких сообщений в различных
изданиях [38, 50-52, 1О 1-1 08].
Некоторые исследования выполнены другими сотруд­
никами лаборатории отдельно либо совместно с авто­
рами [39, 40, 49, 80, 109-117].
В наиболее
насыщенной
экспериментальным мате­
риалом первой главе этой книги изложены результаты
лабораторных опытов по изучению подвижности радио-
активных изотопов железа, кобальта, иттрия и церия в
системе
почва -раствор
в
зависимости
от
некоторых
сопутствующих факторов.
Во. второй главе, по данным вегетационных опытов,
описано сравнительное поведение этих изотопов в более
сложных
системах:
раствор -растение
и
почва- расте­
лие.
В третьей главе приведены
сведения о миграции и
распоеделении радиоактивных изотопов железа, кобаль­
та, иттрия и церия в системе почва- растительный пок­
ров
на
экспериментальных
участках
естественных
и
ис­
кусственных биогеоценозов.
В заключительной части работы полученный матери­
ал подвергается всестороннему обсуждению и дается об­
щая сравнительная характеристика
собности этих изотопов в системах
миграционной спо­
различной
слож~
н ости.
За ценные консультации и помощь в проведении от­
дельных исследований авторы приносят свою г лубокую
благодарность доктору биологических наук профессору
Н. В. Тимофееву-Ресовскому.
ГЛАВА
РАСПРЕДЕЛЕНИЕ ЖЕЛЕЗА-59,
КОБАЛЬТА-60, ИТТРИЯ-91 И ЦЕРИЯ-144
В СИСТЕМЕ ПОЧВА- РАСТВОР
Поступление химических элементов из почвы
в растения и скорость их включения в биогеохимические
циклы и трофические цепи в значительной степени зави­
сят от характера взаимодействия этих элементов с поч­
вой и их миграционной способности. При этом миграцию
химических элементов
непрерывно
в
почве
повторяющийся
можно рассматривать как
ряд
процессов
поглощения
(сорбции) элементов почвой из почвенного раствора и
перехода их обратно в раствор (десорбции) под влиющ­
ем различных факторов, что приводит к рассеиванию хи­
мических элементов,
их направленному
перемещению или
концентрированию. Факторами, обусловливающими та­
кую миграцию, могут быть химические свойства элемен­
тов, их физико-химическое состояние
и
концентрация,
физико-химические свойства почв, величина рН и окис­
лительно-восстановительного
потенциала
среды,
наличие
в растворе миrрационноспособных коллоидов, органиче­
,ского
вещества
и т.
п.
Настоящая глава посвящена описанию серии опытов
по изучению влияния некоторых из перечисленных фак­
торов на поведение радиоактивных
изотопов
железа,
кобальта, иттрия и церия в системе почва- раствор.
Краткая
характеристика
переч~сленных
изотопов
:приведена, в табл. 1.
Для проведения опытов были использованы следую­
щие почвы: дерново-луговая (Южный . Урал,
Ильмен­
екий заповедник); чернозем (Курск, Центрально-черно­
земный заповедник); дерново-подзолистая (Московск<Jя
область) и краснозем (Грузинская ССР).
Из табл.
2
и
3
видно, что все почвы значительно раз­
личаются по своим физико-химическим свойствам.
Методика проведения большинства опытов заключа­
лась в следующем.
!l
Таб.нtца
Соединения радиоактивных изотопов и их концентрация
в рабочих растворах
(удельная активность рабочего раствора
кюриfл)
Концентрация
растsора, М
Химическое соединение
Изотоп
Fesg
FeCiз
Fe~(S04)з
СоС\2
УС!з
Се 2 (S04)з
Навеску воздушно-сухой почвы в
раствора
10-5
соответствующего
1
1Q,-6
IQ-6·
10-"'
10-!1'
10-9J
г (фракция<! .4tм)
радиоактивного
изотопа
и
20
помещали
Atlt
в:
пробирку из органического стекла емкостью 50 мл и перемешивали;
на вращающейся мешалке в течение 2 ч*. Затем раствор отделяли•
от почвы центрифугированием и отбирали пробы
для измерениЯ"
активности. Количество
по
с
изотопа, поглощеннОI о
почвоji,
определялИ!
разности активности исходного раствора и центрифугата.
В опытах по десорбции навеску почвы после взаимодействиЯ'
раствором
соответствующего
радиоактивного
изотопа
промывали
дистиллированной водой (20 мл), заливали десорбирующим раство­
ром и взбалтывали в течение 2 ч. Количество десорбированного из
почвы изотопа оnределяли
по активности
отцентрифугированного.
десорбента. Опыты nроводили в 3-5 повторностях.
ЛОГЛОЩЕНИЕ РАДИОАКТИВНЫХ ИЗОТОПОВ
В ЗАВИСИМОСТИ ОТ СВОйСТВ ПОЧВ
Многими исследователями отмечена высокая­
сорбционная способность почв и глинистых минералов в:
отношении Sr90 и Cs 137 • В частности, для этих изотопов.
установлена зависимость сорбции от емкости поглоще­
ния и минералогического состава почв. Как правило ..
почвы
с
высоким
содержанием
органического
вещества
и глинистых минералов облаДают большей сорбционноЙ"
способностью, чем п~ы легкие· с малым содержанием
гумуса {29, 97, 118-123]. Имеющиеся в литературе дан-
*
Продолжительность перемешивания устанавливали, предвари­
изучив кинетику сорбции данного изотоnа дерново-луговой
почвой из растворов с разными значениями рН (табл. 4). Из таб­
лицы видно, что независимо от рН исходного раствора равновес­
тельно
ное
распределение
вается
тах
в
течение
изотопов
nервого
nродолжительность
системе
поэтому
перемешивания
изотопов с почвой составляла
12
в
часа;
2 •t.
почва- раствор
во
всех
устанавли­
последующих
растворов
опы­
радиоактивных
Почва
Краснозем
12,60
~
. 4,48
2,80
13,40
3,26
3,71
Bl(27-60)
А1(О-Ю)
4,94
8,20
2,01
1,49
12,30
3,69
1-.
" "
о
о
"::::::е
о"'
""'""
"' .
"... " ":с
r§ §" :
=
""'u сJг.
"'... ..."'<:
:S:
5,30
0,22
4,8
4,0
5,8
5,3
4,9
6,2
3,9
4,5
6,80
0,14
6,0
5,5
вой
1 соле-
6,7
6,8
вод-
ной
вытяжки
10,60
13,10
1-.
>-
:е
u
>-
?f?.
рН
Химический состав почв
Az(I0-27)
А1(О-10)
листая
Дерново-подзо-
(0-10)
A1(0-IO)
А1
и глубина, см
Горизонт
,.,
Чернозем
вая
Дерново-луго-
~
1
MgSi
%
1
Al
-·
j Fe 1 Са 1 М~g
прокаленного вещества
Содержание,
2
12,00
•
36,20 7,67 4,5б 0,96 0,4 2
35,80 8,00 1,95 0,80 0,08
0,20 33,50 8,95 4,28 0,74 о, 1
.
. .
дел ял и
32,60 . 5,72 1,76 1,20 0,28
3,50 36,40 . 6,85 2,40 0,85 0,63
Не опре-
55,00
40,00 12,00 26,90 9,30 5,28 3,82 3,66
Са
мг-экд /100 г
основания,
Обменные
Таблица
Почва
Краснозем
...
.
~-'--·
4,05
1'
·-·.
2,04
10,14
4,64
BI(27-60)
А1(О-Ю)
9,36.
7,,43
А2(10-27)
12,26
11,02
золистая
AI(O--IO)
22,55
0,25-0,05
Дер ново-под-
-
1
2,58
18,41
l-0,2ti
2,74
A1(rO-JO)
и г.1убина, с.м
Горизонт
AI(O-IO)
1
1
Чернозем
вая
Дерново-луго-
1
·--
.
-
18,42
10,92
46,31
46,82
38,07
15,79
1
Размер
% сухого
0,05--0,01
Механический состав почв,
13,34
7,50
11,26
8,77
9,65
6,09
0,01-0,005
фракций.
вещества
...
1
мм
24,91
7,22
11,04
9,59
13,63
11,31
0.005-0,001
1
37,24
28~00
13,32
10,13
28,89
22,3~
<:о.оо1
1
75,49
42,72
. 35,62
28,49
52,17
39,77
<0.01
..... Т.аб'.~-ица 3
4
Таблица
Сорбция радиоактивных изотопов дерново-луговой почвой,
исходного содержания
%
Время
ч
рН
Изотоn
1
0,5
Fe59
nеремешивания,
1
со во
У91
Cei44
2
4
6
12
92
50.
4
8
93
54
94
50
92
52
95
49
95
48
8
4
90
92
92
96
91
95
89
93
96
96
8
4
93
92
93
96
96
95
95
98
97
96
96.
92
8
68
80
81
85
76
87
95.
92·
'
1
вые о поглощении Fe59, Со 60 , У 91 и Се 144 разными почва.
ми довольно противоречивы. В некоторых работах под­
черкивается,
что
полнота
поrлощения
микроколичеств.
этих изотопов не зависит от свойств почв, поскольку ем­
кость поглощения любой почвы достаточно велика для
их фиксации
которые
{37-38, 40, 100, 124].
исследователи
отмечают
С другой стороны, не­
такую
зависимостh
[42, 47].
Результаты опытов, проведеиных нами по описанной
выше методике с несколькими резко различающимися по.
своим
физико-химическим
дены в табл.
свойствам
типами почв, све­
5.
Таблица
Ц
Сррбция радиоактивных изотопов из водных растворов
различными почвами*,
исходного содержания
(рН растворов равен 6)
%
Дерново·
Изотоп
1
луговая
1
почва
1
1
Fe59
С обо
Y9I
Cei44
*
Чернозем
40+ 15
93=t5
93+4
94±3
Физико-химические
Дерново-подзолистая
А,
1
1
29±7
93±2
95±3
83±10
свойства
почв
почва
Краснозем
29±10
88±5
91-+-2
92±4
приведены
А,
1
в,
23±5 35±8 22±5
92±3
. 90t4 89±6 97±2
90±5 92±5 90±4
в
табл.
2
н
3.
J5.
Эти данные показывают, что
Fe 59
всеми почвами пог­
.лощается в значительно меньшей стеnени, чем из.отопы
кобальта, иттрия и церия. Различия в поглощении одно­
го и того же
радиоактивного изотопа
·оказались недостоверными.
микроколичеств
Fe 59 ,
разными
Следовательно,
Со 60 , У 91 и
Се 144
не
почвами
поглощение
зависит от
-свойств почв. Это подтверждает вывод
о том, что ем­
кость поглощения любой почвы достаточно велика, что­
бы полностью связать те количества сорбционноспособ­
ных форм этих изотопов, которые присутствовали в рас­
творе при данных условиях опыта.
ВЛИЯНИЕ рН РАСТВОРА И КОНЦЕНТРАЦИИ
ИЗОТОПНЬIХ
НОСИТЕЛЕИ
НА
ПОГЛОЩЕНИЕ
РАДИОАКТИВНЫХ ИЗОТОПОВ ПОЧВОИ
Миграционноспособной формой
всякого элемента является форма, устойчивая в растворе. Для ко­
бальта, трудно гидролизующегося элемента, это может
быть, в частности, ионная форма, а для легко гидро­
лизующихся железа, иттрия и церия, наряду с ионной
формой, тонкодисперсные коллоиды. Состояние химиче­
ских элементов в растворе и переход их из одной фи­
зика-химической формы в другую определяется некото­
рыми факторами, к основным из которых относятся рН
среды и концентрация самих элементов. При изменении
рН раствора и концентрации химического элемента мо­
жет быть достигнуто произведение растворимости мало­
растворимых
соединений, а это приведет к изменению
химической формы элемента и, как следствие, к изме­
нению его подвижности в почве. Известно, что коллоид­
ные частицы гидраокисей металлов заряжены, как пра­
вило, отрицательно {125], а потому они поглощаются поч­
вой меньше,
чем
катионы. Увеличение концентрации
элемента в растворе может привести к эффекту насыще­
ния и прекращению сорбционного процесса.
Из литературных данных известно, что ионные фор­
мы железа, кобальта, иттрия и церия полно и прочно
фиксируются в почвах, тогда как коллоидные· формы не
всегда ведут себя однозначно, поскольку их сорбцион­
ные свойства зависят от степени дисперсности
коллои­
дов и могут изменяться во времени. По-видимому, этим
объясняется пекоторая противоречивость данных о по­
ведении перечисленных изотопов в почве
100, 124-129].
-t6
[34-37, 39, 80,
Результаты наших опытов приведены на рис.
l.
По­
скольку в предыдущем разделе было показано, что в об­
ласти ми~оконцентраций свойства почв практически не
влияют на полноту поглощения, то данные по сорбции
радиоактивных изотешов с шестью образцами почв бы­
ли усреднены. Видно, что изменение щелочио-кислотных
условий среды
резко сказывается на поглощении
Fe 59 •
Сорбция этого изотопа снижается при изменении рН от
4 до 5, что, вероятно, связано с переходом железа из
ионного состояния в коллоидную форму. Этим же мож­
но объяснить наблЮдаемое при щелочных значениях rH
100
•"'
во
~
§~
60
::::1"
'<:>
:5-
с.з
40
o-Fe
•-Со
А-У
о -се
о
Рис.
3
1.
в
4
9
10
Сорбция fe59,. Со 60 , уэ1 и Се 144 почвами
в зависимости от рН раствора.
снижение поглощения почвами Се 144 . Вместе с тем изо­
топы кобальта и иттрия, также гидролизующиеся в ус­
ловиях опыта, при всех значениях рН исходного раство­
"ра по г лощаются почвами одинаково. Такое раз.'lичие в
поведении железа н церия, с одной стороны, а кобальта
и иттрия, с другой, указывает на то, что подвижность
:Jтих
элементов
в
системе
почва- раствор
. определяется
не только формой их нахождения в растворе, но и фи­
зика-химическими свойствами этих форм (степень дис­
персности· коллоидов, знак и величина заряда и т. п,).
J::сли коллоидные формы кобальта и Иттрия в условиях
проведеиных опытов были заряжены положительно, то
степень их поглощения почвой могла быть такой же, как
17
и для ионных форм. Это, возможно, ·и имело
место в
опыте.
В целом наиболее подвижным элементом -В системе
почва- раствор оказалось железо, менее подвижным­
церий и еще м~нее подвижными- кобаЛьт и иттрий. Это
положение было проверен о нами· в серии
специальных
опытов,
проведеиных
в
динамических
условиях
по
сле­
дующей методике.
Таблица
6
Химический состав воды оз. Большое Миассово, мгjл
+
z"'
Сухой
loo
остаток
i
о
u
:r:
1
u
>
1"'
"""'
о
о.
z
(/)
(jj
""u"'
7,0
27,0
""t:>~>
5,0
1
q;;:
+:,.:;
::<:
1
122,0
201 ,О
+"'
~q,
+
+
+
о
~+
1
8,3
СлеДЬI
12,0 1 16, 113,.2
1
J
Стеклянные колонки диаметром 1,2 см J:I длиной .18 см запол­
няли
почвой
(фракция
меньше 1 мм).
Снизу · вверх
подавали
растворы
соответствующих
радиоактивных
·изотопов;
приготовлен·
нь1е на озерной воде. Химический состав воды приведен в табл. 6.
<.:корость
фильтрации
,растворов
Через
колонки
составляла
0,5 млfмин. К:оличество фиЛьтра;rа, nрошедшего через колонку, из­
меряли в объемах почвенного фильтра. Через каждые 10."---15. объе­
мов отбирали пробы для измерения активности фильтрата и -исход­
ного раствора. После прохождения через каждую колонку
100
объе­
мов соответствующего раствора колонкИ разбирали. Извлеченные из
колонок. почвенные фильтры делили на пять равных слоев. Почву
каждого слоя высушивали, тщательно перемешивали и из нее отби­
рали пробы для измерения активности. Таким образом устанавли­
вали сорбцию радиоактивных изотопав почвой и их распределение
по почвенной колонке. Поскольку подвижiюсть железа и церия, как
было показано ранее, зав~сит от щелочио-кислотных условий среды,·
сорбцию этих элементов проводили из растворов с рН=о=З и 8, а
кобальта и иттрия только из раствора с рН=8.
Как и следовало ожидать, из раствора с рН =
3 желе­
зо и церий почти полностью по г лощаются почвой, а при
рН
8 их содержанuе в фильтрате заметно увещ1чивается
=
(рис.
2).
о~азался
Кобальт, так же как и в' статических опытах,
в этих условиях наименее
подвижным
элемен­
том.
Различная подвижность радиоактивных
системе
18
поч:ва- раствор
отражается
и
на
изотопов в
их
распреде-
лении по почвенной колонке (рис.
"3).
ции железа и церия в Почве при рН =
Так, высокой сорб•
3,
а также ксiбаль·
та и иттрия при рН = 8 соответствует резкая дифферен·,
циация их _распределения
по
отдельным
сло.ям
почвен·
ного филь'Fра. Вместе с тем снижение сорбщш железа и
церия в щелочных условиях сопровождается более рав·
номерным распределением их по почвенной- колонке.·
Q
у
___________f:L __
______
о
Рис.
_sд
___
во
2. Выход Fe 59 ,
100
Со 60 , У 91• и Се 144 из почвенных колонок.:
а- сорбция из растворов с рН=З;
б - сорбция из растsоро~;~ с рН = 8.
Таким- образом, изучение поведения
Fe59,
Сабо, ygt и
Се 1 44 в системе почва~ раствор в зависимости от ще­
лочно-кислоtных ус.цовий среды показала, что как в ста·
тических, так и в динамических условиях опыта желеЗо
и церий из кислых растворов по г лощаются почвой боль­
ше, чем из щелочных, тогда как кобальт и иттрий пр11
любьtх значеи~tях рН
(3--10) поrлощаются почвой nрак·
тнЧески роnно~тью. Из всех четырех :Изученных радиоак"
тивных .нз'отоп()в наиболее подвижным в сщ:теме почва­
растJЮр nри нейтральных и щелочных значениях рН
оказалось железо. Следует отметить, что. последнее 6б•
rтоя1'ельство не должно
восприниматься в качестве проти­
воречия сложившимся Представлениям о снижении под.·
1t
вижности Железа в щелочной среде
ном
случае
мы
рассматриваем
{130-133].
поведение
В дан­
м,икроколи­
llеств миграционноеnособиого железа, которые .в природ­
ных условиях всегда присутствуют в растворе в равно­
весном состоянии с основной массой
макроколичества
его гидроок·иси, выпадающей в осадок. Эти микроколи­
чества удерживаются
в растворе, не коагулируя, и со­
храняют подвижность в широком .диапазоне рН.
fo
OpH=J
IZ3pH=8
10
611
Fe
Fe
Со
у
Се
се
lj{J
2D
8
l!'ис. з: Распределенf!_е Fefi9, Со 60 , У 91 и Се14 4
по слоям
почв~нной
Iшлонки: при соО'Гветствующих значениях рН раствора:
1- 5-
слои почвенной колонки.
В табл. 7 и на рис. 4 пр11ведены результаты опытов
по. ,изучению сорбцИи изотопов почвой в зависимости от
концентрации их в растворе.
Концентрацию железа и кобальта меняли от lD-6 до lQ-4 М.
а иттрия и церия от 10-s до J0- 4 М. Растворы готовили из солей
ста'бнльных изотопов химических элементов, в которые затем ввос
дилн необходимые количества соответствующих радиоактивных изо­
топов. После этого растворы дважды выпаривали с кислотой (со­
.llяная
кислота -для
железа,
кобальта,· иттрия
.и
серная- для
це­
риЯ) в nлатиновой чашке для перевода стабильных элементов н и~
радиоактивных изотопов в одну химическую форму .. После выпари­
вания осадок растворяли соответственно в·
использовали
для
приготовпения
0,01
растворов
н.
HCI
нужной
J1ЛИ
H2S04
и
концентрации.
l(ак показали опыты (см. рис. 4), наиболее полное по г:
лощение железа
t:ro
20
в р-астворе
почвой происходит
при
концентрации
lQ-4 М. В этом случае величина сорбции
1
Таблица
Сорбция кобальта и иттрия дерново-луговой почвой
в завнеимости от концентрацИи их в растворе и рН,
исходного содержания
%
рН
Концентрация
Элемент
раствора
в растворе, М
3
4
1
1
5
1
6
1
7
8
1
9
1
1 10
/
Кобальт
J0-4
10-5
10-6
Иттрий
lG-•
J0-5
J0-6
JQ-7
J0-8
1
9i
98
98
99
9i
98
99
94
9i
9i
95
97
99
99
98
99
99
98
98
95 ,97
98
98
9i
96
96
99
98
96
96
96
99
9i
96
9.5
94
99
9i
95
95
95
gg
98
98
95
! 9998 j 98
98
93
92
-
98
98.
97
98
9i
98
88
98
94
921 ..~о
93
в интервале pH=4-+-lO остается постоянной, варьируя
вокруг средней величины (60%).
С уменьшением кон­
центрации
на
один-два порядка сорбция железа сни­
жается nри Переходе от _слабокислых к нейтральным и
щелочным значениЯм рН. Такой ход сорбционвых кри­
вых может быть связан с тем, что при
НГ 5 и
10-6
М и рН=4+
·ведения растворимости
5
концентрации
достигается велиЧина произ­
гидроокиси железа.
При этом
в растворе образуются коллоидные формы, которые бо­
лее подвижны, чем катионы железа. Высокая сорбция и
слабая зависимость по глощен.ия
ж~леза
от щелочио­
кислотных условий среды
при концентрации
М
tcr-•
обусловлены,. вероятно, образованием крупных коллоид­
ных агрегатов и механической сорбцией их в почве.
Церий при концентрации его в растворе l0- 4 М (см.
рис. 4) сорбируется почвой практически полностью в изу­
ченном диапазоне рН. Уменьшение концентрации в 10 раз
сопровождается
резким
снижением
поглощения
его
в
нейтральной и щелочной областях. Ход кривых сорбции
церия при еще более низких концентрациях
(lQгб~
10-8 М) подобен ходу кривой для концентрации lQ-5 М,
но характеризуется
менее
ния в области рН=7-+-
10.
резким
снижением
Это, по-видимому,
поглоще­
связан<t
с тем, что церий в условиях данных. опытов находится
21
в растворе в различных химических формах. В области
рН=3--+-
6
дится
растворе в
в
он при всех изученных концентрациях нахо­
катИонной
форме,
которая
· погло-
во
3
-=t--f-2
5
6
7
рн растВора
8
9
10
Рис. 4. Сорбция Fe59 и Се 1 4 4 л:ерново-лугщюй
почвой в зависимости от рН раствора и концент­
рации
1-10-•
1И;
этих
элемеатов
2-10-'
М;
в
З-10--.;
5-1о-в
растворе:
М;
4-10__.,
М;
м.
щается почвой практически полностью; при рН = 7 ---:--8
произведение растворимости Се (ОН) 3 ( 10-24 ) для кон­
центрации 10-7 -10- 8 М не достигается, однако и в этом
случае наблюдается некоторое снижение сорбции, свя­
занное, по-видимому, с образованием гидролизных форм
церия. Для концентрации I0- 5 -IQ-б м ПрJ1 этих значе­
ниях
22
рН
достигается
произведение
растворимости
Се (ОН) з, что сопровождается
резким
снижением его
по г лощения почвой.
Таким образом, сорбция желеЗа и церия почвой за­
висит от их концентрации в. растворе и носит сложный
характер. Ионные формы этих
элементов
практически
полностью поглощаются почвой. Уменьшение
сорбции
начинается для церия в нейтральной
и
щелочной об­
ластях
до
достижения
величины
произведения
раство­
римости и образован1с1я коллоидов, но наибольшее сни­
жение сорбции для обоих элементов происходит nри об­
разовании собственных коллоидов.
Кобальт И иттрий (см. табл. 7) при изученных кон­
центрациях практически полностью сорбируются почвой
во всем Интервале рН. Исхсi'дя из произведения раство­
римости
гидроокиси
кобальта
(2 · 10-26 ) и иттрия
можно ожидать появления коллоидов I<обальта
концентрации 10- 6-10-5 М
при
рН =9, а для
10-4 М при рН=8. Коллоиды иттрия появляются в рас­
творе при концентрации
1о-в М уже при рН = 8, а для
( 10-26 ),
для
более
высоких
концентраций
при
еще
меньших
значе­
ниях рН. Независимость. поглощения этих элементов от
концентрации может указывать на образование положи­
тельно заряженных, хорошо сорбируемых почвой колло­
идов.
Анализ приведеиного в настоящем разделе материа­
ла показывает, что сорбция Fe 59 , Со 60 , У 91 и Се 144 почвой
в зависимости от щелочио-кислотных условий среды 11
концентрации этих элементов в растворе носит сложный
характер и отражает из.менения физико-химического со­
стояния
элементов
в
растворе
в
данных
условиях.
ВЛИЯНИЕ СТАБИЛЬНЫХ ИЗОТОПОВ
ЖЕЛЕЗА И АЛЮМИНИЯ НА НОГЛОЩЕНИЕ
РАдиоАктивных изотоnов nочвой
Из всего сказанного ясно, что железо в ши­
рокой области рН образует в растворе плохо сорбируемые
почвой коллоиды. Наличие в природных водах и почвен­
ных
растворах
таких
коллоидов
железа
может
влиять
на миграционную способность других химических эле­
ментов, особенно тех, которые присутствуют в растворе
в микроконцентрациях [13, 134]. Оно может проявиться,
например, в том, что в процессе
коллоидаобразования
2З
мнкрокомпонент будет осаждаться или адсорбировать­
ся на коллоидных частицах макрокомпонентов с близки­
ми химическими свойствами. Тогда поведение микроком­
понента, закрепленного на .коллоидной частице, должно
определяться не только собственными химическими свой­
ствами, но и свойствами макрокомпонента [98, 99]. Та­
кими макрокомпонентами для Соб 0 , У 91 и Се 144 могут
быть железо и алюминий. Основанием для этого утверж­
дения служит, во-первых, некоторая общность химиче­
ских свойств всех этих элементов; во-вторых,
то,
что
концентрация миграционноспособных
форм железа и
алюминия
в
почвах
Ше концентрации
порядков
вы­
в них кобальта, иттрия и церия
и
водах
на
несколько
{41,
57, 58; 63, 94, 95, 135, 136].
Кроме того, некоторыми
работами
показано,
что
между содержанием железа и кобальта в генетических
горизонтах
почв
существует прямая
сутетвне в растворе железа
и
зависимость,
алюминия
а
влияет на
при­
пове­
дение в почвах микроколичеств кобальта, иттрия и це­
рия
[39, 100, 137].
Для изучения сорбции Соб 0 , У 91 и Се 144 почвой в за­
висимости от содержания в растворе стабильных изото­
пов
железа
и
алюминия
готовили
растворы
этих
эле­
ментов соответствующей концентрации ( рН = 3). В рас­
творы вносили Соб 0 , У 91 или CeiM, по<tле чего растворы
доводили до нужного значения рН il использовали в ка­
честве
рабочих.
Концентрацu:я
!Юбальта
составляла
10-5 М, а иттрия и церия -10--з М.
Результаты опытов показа,ли, что пр-исутствие в рас­
творе стабильных изотопов железа и алюминия заметно
снижает сорбцию всех трех изученных изотопов почвой
(рис. 5). В опытах с Соб 0 это снижение происходит при
рН=9-т- 10, т. е. при таких щелочио-кислотных услови­
ях, когда кобальт, а также железо и алюминий находят­
ся в растворе в коллоидной форме. При этом наимень­
шая сорбция радиоактивного изотопа в почве отмечает­
ся
при
высоких
концентрациях
его
макрокомпонентов
в
растворе.
Уменьшение
логлощения У 91 и Се 144
почвой
прояв­
ляется гораздо сильнее при более высоких концентра­
циях железа. Причем максимальное снижение логлоще­
ния иттрия происходит в слабокислых
и нейтральных
растворах, церия -в нейтральных
и
слабощелочных.
Н присутствии алюминия отмеченный характер сорбции
24
этих изотопов сохраняется,
выражено не
так
четко,
но
как
в
снижение их
опытах
с
логлощения
железом.
4
3
~~~~~~~~2
'·
345678910
°345678910
рн растВора
Рис. 5. Сорбция сово, У91. и Се 1 44 дерново-луговой почвой в зав и··
симости от концентрации в растворе стабильных изотопов ж-елез:t
и
алюминия:
J-нr-• М; 2-!о-•· М;
J-10-s М; 4-10-в М.
Итак, при определенных щелочио-кислотных услови­
ях
среды
присутствие
в
растворе
железа
и
алюминия
значительно влияет на подвижность радиоактивных изо­
топов кобальта, иттрия и церия в системе почва- рас­
твор. Механизм этого явления, по-видимому, связан с про­
цессами соосаждения и адсорбции микроколичеств ра­
диоизотопов с образующимиен при этих условиях кол­
лоидами железа и алюминия.
25
ВЛИЯНИЕ ИСКУССТВЕННЫХ КОМПЛЕКСОНОВ
НА ПОГЛОЩЕНИЕ РАДИОАКТИВНЫХ ИЗОТОПОВ
ПОЧВОй
Искусственные комплексоны (вещества, обра­
зующие
с
катионами
легко растворимые
некоторых
химических
внутрикомплексные
элементов
соединения)
в
Последнее время находят все
большее
применение в
борьбе с эндемическими заболеваниями растений [138-
147].
Некоторые исследователи
щества
также
с
точки
зрения
рассматривают эти
возможного
их
ве­
использо­
вания в качестве эффективного средства воздействия на
судьбу радиоактивных изотопов, загрязняющих почвы и
водоемы
Рис.
[102, 148-151].
6.
водных
Сорбция
Применение
комплексанов
в
радиоактивных изотопов почвой из
растворов
с разной концентрацией ЭДТА.
указанных выше целях основано на том, что они снижа­
ют сорбцию отдельных химических элементов
тем
самым
растения
и
увеличивая
повышая
их
поступление
миграцию
с
этих
почвой,
элементов
почвенным
в
раство­
ром.
Нами были проведены опыты по изучению сорбции
радиоактивных изотопов дерново-луговой почвсй из вод­
ных растворов четырех комплексанов разной концентра·
ции: ДТПА
(диэтилентриаминпентауксусная
кислота
С14Н2зО1оNз), ЭДТ А ( этилендиаминтетрауксусная кисло­
та C 10 H 16 0 8 N2); ЭАДА (этаноламиндиуксусная кислота
C6H110sN) и ЭДБИФ (этилендиаминбисизопропилфос­
финовая кислота CsH2o06P 2N2). Из рис. 6 видно, что в
26
nрисутствии
,ЭДТ А
сорбция
почвой
·Се 144 снижается. резко; Sr 90 -
Fe59,
Сабо,
в значительно
Y9I
и
меньшей
степени, .а на Cs 137 комплексон никакого влияния не
оказывает. Как известно, первые четыре элемента обра­
зуют с ЭДТ А очень устойчивые внутрикомплексные со­
единения. Значения констант устойчивости этих соедине­
ний составляют 14,2; 16,3; 18,5 и 16,0 соответственно.
Константа устойчивости соединения стронция с Э ДТ А
значительно ниже
с этим
(8,6),
а комплексное соединение цезия
аддендом. характеризуется
константой устой~ивости
Следовательно,
еще
более
низкой
[152].
в данном
случае сорбция
радиоак­
тивных изотопов почвой из водных растворов
опреде­
ляется в основном константой устойчивости
их
комп­
лексных соеДинений. Этим можно объяснить и неодина­
ковую эффективность разных
по химической
природе
комплексанов (рис. 7). К.ак видно из рисунка, все иссле­
дованные
комплексоны ·заметно
снижают
сорбцию
ко­
бальта и церия почвой, т. е. тех элементов,
которые
·обычно образуют прочные внутрикомплексные соедине­
ния с органическими аддендами. Стронций, как отмеча­
лось выше, образует с комплексанами менее
прочные
-t:оединения;
кроме
того,
с
ним
всегда
в
этих
реакциях
конкурирует его близкий аналог кальций, поэтому эф­
фективность комплексанов для Sr 90
оказа'лась
менее
значительной~
На сорбцию
цезия все комплексоны не
ОI<азали
никакого влияния,
поскольку он
практически
не
обррзует внутрикомплексных соединений.
Таким образом, проведеиные опыты еще раз пока"
зали, что миграционная способность радиоактивных изо­
топов в системе почва- раствор существенным образом
зависит от того, в какой форме они находятся в раство­
ре. Так, изотопы, входящие в состав прочных комплекс­
ных соединений, в малой степени поглощаются почвой
и более миграционноспособны. При этом эффективность
комплексанов
по
отношению
к
разным
радиоактивным
изотопам зависит от константы устойчивости образую~
щихся внутрикомплексных соединений.
Как будет показано ниже, радиоактивные изотопы,
образующие с комплексанами устойчивые соединения,
~охраняют высокую подвижность (в присутствии комп­
дексона) и в более сложной системе почва- растение.
Б связи с этим для предварительной оценки
влияния
<Какого-либо комплексона
на
подвижность
химического
27
Рис.
7·
10-3
to-u
ю-5
ю- 4
to-3
t<.онцентрация комплексона1 М
Jr
з~f)ИСИМОСТЬ сорбции Со 60 , Се 1 44 и Sr90 ОТ концентрации ко~шлек<сОЩI:
1 - J<<;>flтpo.,p, 2- ;1АД,А; 3- ;1ДТЛ; 4- ДТПА; е- рд13И<;J,
10-4
о~----~--~~--~
'----4
.3
5
ю-4
щ-3
4
2
~~~~=----~=========~
элемента
в
системе
почва- растение
достаточно
лишь
Iюставить несложные сорбционные опыты в простой си­
стеме почва -раствор. По полученным данным можно
выделить наиболее перспективные комплексоны для про­
ведения с ними более длительных и трудоемких вегета­
JJ,ионных и полевых опытов.
ВЛИЯНИЕ ВОДНЬIХ ЭКСТРАКТОВ
ИЗ РАСТИТЕЛЬНОГО ОПАДА НА ЛОГЛОЩЕНИЕ
РАДИОАКТИВНЫХ ИЗОТОПОВ ПОЧВОй
Присутствие органического вещества
родных водах и
почвенных растворах, как
в при-
правило,-спо­
<:обствует увеличению подвижности химических элемен­
-тов в почвах. При этом мобилизующее действие раство­
·ренного
в
воде органического
вещества
чрезвычайно
разнообразно. Оно может проявляться в нейтрализую­
щем действии отрицательно заряженных залей органиче­
-ского вещества на положительно за ряженные золи
ральных коллоидов
{70, 153].
мине­
Это может быть т.акже пеп­
-тизирующее действие воднорастворимых
органических
·веществ, повышение кислотности
среды,
образовани~
простых и комплексных солей,
внутрикомплексных со­
·единений [61, 68, 73, 77, 78, 154-161].
В последние годы в геохимии и почвоведении скла­
-дывается представление о ведущей
роли
природных
.комплексных соединений, образующихся
в результате
разложения
растительного опада,
в
миграции некоторых
химических элементов в зоне гипергенеза. Многочислен­
ными исследованиями установлено, что при воздействии
различных частей рас­
тений
значительное
количество
железа
переходит в
на почву водных экстрактов из
раствор, при этом оно восстанавливается до двухвалент­
ного состояния и входит в состав устойчивого железо­
-органического аниона комплексной природы [81, 86, 87,
89, 90, 158, 162, 163]. В других работах отмечается уве­
-Личение подвижности кобальта, иттрия и церия в почве
nод
влиянием
воднорастворимых
за счет комплексаобразования
·Uднако
показано,
что
органических
веществ
[40, 42, 43, 49, 164-166].
различные
группы
органических
веществ обладают неодинаковой способностью к обра­
зованию комплексных соединений ~68, 88, 91, 167-178].
'Особенно большая роль в реакциях комплексаобразова­
ния принадлежит фенолам, полифенолам,
аминокисло­
там, алифатическим кислотам и другим проду~там ме-
29
таболизма микроорганизмов, растений И животных [82~
162, 179, 180]. Эти вещества экстрагируются водой из,
отмирающих организмов или вновь образуются
цессе
разложения
растительных
и
животных
в
про­
остатков.
Поступая в природные воды и почвенные растворы, они
способны переводить химические ·элементы из твердой
фазы почвы в раствор и увеличивать тем самым их миг­
рацию {1CJ9, 157, 163, 181-184].
Нами было проверено влияние экстрактов из свеже­
опавших
листьев
нескольких
видов
древесных
пород
на
сорбцию
рассматриваемых
изотопов дерново-луговой
почвой. Экстракты были приготовлены
десятидневным
настаиванием 100 г опавших листьев в 5 л профильтро­
ванной озерной воды. В готовые экстракты вносили Fe 59 ~
Со 60 , У 91 и Се 144 , после чего по описанной ранее методи­
ке изучали сорбцию этмх изотопов навеской почвы. Для
сравнения параллельна проводили опыты
по сорбции
изотопов из озерной воды и 0,01 М раствора ЭДТА.
Из рис. 8
видно,. что
в присутствии
растительных
экстрактов сорбция радиоактивных изотопов почвой за­
метно снижается. Если в nариантах с озерной водой в:
растворе остается 2-4% исходного количества изотопа.
то при использовании экстрактов- 40-70%. Наибо.'Iее
сильным десорбирующим действием
обладает
ЭДТА.
В ее присутствии Fe 59 и Се1 44 в значительных количест­
вах удерживаются в растворе, а Со 60 и У 91 практически
не сорбируются почвой.
Из всех пяти растИтельных экстрактов
в
среднем
наименьшим десорбирующим действием обладает экст­
ракт из хвои сосны, а наибольшим- из листьев осины.
Можно заметить, что эти экстракты резко отличаются
друг
от
друга
по
суммарному
содержанию
в
них
угле.-·
рода, кальция и магния (табл. 8).
Чтобы выяснить, в какой степени десорбирующее дей­
ствие экстрактов связано с содержанием в них свобод­
ных катионов и органического вещества, была провещ~на
серия специальных опытов [49]. Показано, что удаление.
органическоrо вещества из экстракта (сжигание в му-·
фельной печи при 450-500° С) почти полностью снимает·
их десорбирующее
действие
в
отношении . железа.
Н меньшей степени это относится к кобальту. В опытах
со стронцием отмечено, что десорбирующее действие
экстрактов для Sr 90 обусловл~но в основном наличием в
них катионов кальция и
30
магния.
-
,1-
Рис.
·О,
вода;
Влияние
озерная
8.
-
,
,
,
V/J
экстракт
-
,
,
--·
,
,
из
хвои
6-
3
-·из
липы;
-
, , , , va
4-
листьев
ЭДТА.
из
березы,
9 ___".
на сорбцию Fe59, сово, у91 и
va
7- раствор
листьев
из J)исчев осины;
сосны;
экстрактов и ра!твора ЭДТ А
Се 1 44 дерново-луговой почвой:
лист\>ев черемухи;
2-
""
,
Со
12.34567
растительных
, , , , rco
2J4567
Fe
Таблица
8
Химическая характеристика растительных экстрактов
Содержание, мг(л
Экстракт из листьев
рН
с
4,9
4,9
4,1
4,2
4,0
Осины
Черемухи
Ьерезы
Липы
Хвои сосны
Mg
Са
1
1
39i0
3310
2660
3130
730
940
746
196
510
27
248
83
224
177
37
Следовательно, десорбирующий эффект
экстрактов
может быть связан как с содержанием в них органиче­
ского вещества, способного переводить отдельные хими­
ческие элементы
в
растворимые,
подвижные соединения,
так и с содержанием минерального компонента. Следх,­
ет указать, что некоторые низшие алифатические и ами­
нокислоты способны снижать сорбцию радиоактивных
изотщюв почвами. По-видимому, именно эта группа ор­
ганических веществ 1 обладающая комплексаобразующи­
ми свойствами, и определяет до векоторой степени де­
сорбирующее действие экстрактоrз.
В природных условиях увеличению миграции хими­
ческих элементов в почве могут способствовать не толь­
ко
первичные
да
но
типа
и
продукты
разложения
низкомолекулярных
продукты
их
растительного
органических
опа­
соединений,
ресинтеза- высокомолекулярные
ор­
ганические вещества специфической природы (гумино­
вые кислоты и фульвокислоты), что хорошо иллюстри­
руется
результатами
кислот на сорбцию
опытов
Fe59 ,
по
изучению
влияния
этих
Со 60 и У 91 дерново-луговой поч­
вой (табл. 9). Из таблицы видно, что указанные веще­
ства, подобно растительным экстрактам, заметно сни­
жают сорбцию всех трех изотопов почвой. Сопоставляя
десорбирующее действие экстрактов (см. рис. 8) с де­
сорбирующим действием
гуминовых
и
фульвокислот
и
сравнивая содержание углерода
в этих
десорбентах,
можно заметить, что при гораздо более низком содержа­
нии
органического
вещества
в
растворах
гуминовых
и
фульвокислот десорбирующее действие последних приб­
лижается к десорбирующему действию экстрактов.
32
9
Таблица
СодерJКание радиоактивных изотопов в растворе
в различных условиях [49],
%
Концен-
/
трация
1
КИСЛ01'Ы
*
Гуминовые кислоты
Ре
..
Со 60
У!Н
20,8±0,4
-
1
1
22,0-+-4,2 8,6±0,8
22,5±0,7 7,0±1,1
-
У"
Соtю
Fe59
1
1
0,4
2,0
-:3,2
10,0
16,0
50,0
80,0
Фульвокислоты
5,4±1,2 3,0±0, 7
35,6± 1,9 5,5±1,6
-
30,5±0,5
4,9±0,8
18,7±2,7
28,5± 1,5
-
-
-
14,3± 1,3
6,7±1,2
-
-
16,5±2,5
31 ,0±0,9 13,5±2,5
12,4± 1,8 11,5±0,5
35,0±0, 7
6,6±0,3
-
*Концентрация кислоты рассчитана
по содержанию
углерода, .мгfл.
Итак, изложенные в этом разделе данные показыва­
ют, что водные экстракты
сорбцию
растительного опада снижают
Со 60 , У 91 и Се 144 почвой и тем самым уве­
Fe 59 ,
личивают их миграцию в системе почва- раствор. По­
добным же действием обладщот
высокомолекулярные
органические
вещества
почвы- растворимые
гуминовые
кислоты и фульвокислоты. Десорбирующее действие рас­
тительных экстрактов для перечисленной группы радио­
изотопов обусловлено в основном наличием в них орга­
нических
веществ,
способных переводить эти химиче­
ские
элементы
в
раr,творимые
в
воде
соединения.
ПРОЧНОСТЬ ФИКСАЦИИ
РАДИОАКТИВНЫХ ИЗОТОПОВ В ПОЧВЕ
До сих пор мы рассматривали факторы, вли­
яющие на полноту поглощения
Fe 59 ,
Со 60 , У 91 и Се 144 поч­
вами. При этом о подвижности радиоактивных изотопов
в
системе
почва- раствор
судили
по
соотношению
их
содержания в твердой и жидкой фазах, полагая, что чем
большее коЛичество изотопа удерживается в растворе, тем
выше его миграционная способность. Однако миграция
химических элементов определяется не только полнотой
поглощения, но и прочностью их закреплениЯ н почвах.
Чем прочнее закреплен тот или иной элемент в почве и
чем
в меньших количествах он переходит.-в раствор
под
действием разных факторов, тем меньше будет его ареал
3
Зак. 3638
33
рассеивания. Следовательно, для более полной оценки
миграционной способности изучаемых
радиоактивных
изотопов необходимо иметь представление как о погло­
щении,
так
и
о
прочности
их
закрепления
в
почвах.
Если о поглощении радиоактивных изотопов в почве,
как было показано в предыдущих разделах, можно су­
дить по степени их перехода из жидкой фазы в твердую
(раствор -почва), то о прочности
фиксации
можно
судить по обратному процессу-переходу изотопов· из
твердой фазы в жидкую (почва- раствор), т. е. по сте-'
пени их десорбции из почвы под влиянием
различных
десорбирующих агентов.
В связи с этим была проведена специальная серия
опытов по изучению десорбции Fe 59 , СабО, У 91 и Се 14 4
из почв. При этом неелеповалась зависимость десорбции
изотоnов от рН десорбирующего раствора, от присутст­
вия
в
растворе
различных
катионов,
искусственных
ком­
плексанов и воднорастворимого Ьрганического вещества
из растительного опада. Таким образом, в десорбцион­
ных опытах были изучены в основном те же факторы,
что и в опытах по сорбции.
Влияние рН десорбирующего раствора. В основе из1\iенения десорбирующего действия раствора в зависи­
мости от рН, помимо прямого растворения химических
соединений, лежит такое явление,
как вытеснение
от­
дельных
. химических
результате
элементов
поглощения
в
ней
из
почвЪ!
ионов
в
раствор
водорода.
в
Кроме
того, изменение щелочио-кислотных условий среды вле­
чет за собой переход гидролизующихся
элементов из
ионной фор мы в коллоидную, что· в свою очередь может
сказаться на прочности их фиксации в почве.
В табл. 1О приведены результаты
определения де­
сорбции из дерново-луговой почвы радиоактивных изо­
топов железа, кобальта, иттрия и церия озерно.й водой,
рН которой изменяли от 3 до 10. При этом изотопы сор­
бировались из раствора с рН=4. Как видно из таблицы,
десорбирующее действие воды по отношению ко всем
радиоактивным изотопам почти одинаково; оно в общем
незначительно и не зависит от рН. Это свидетельствует
о достаточно высокой прочности фиксации
изучаемых
изотопов в почве. Прочность фиксации практически не
зависит от того, n какой форме находятся радиоактив­
ные изотопы в исходном растворе- ионной или колло­
идной
34
(табл. 11).
Лишь для Со 60 наблюдается некото-
1,5±0,2
1, ?±С,1
2,3±0,4
У91
Cet44
• Данные взяты нз работы
(100]
2,7±0,8
1,7
3,.')
4
Со 60 *
'
2,5±0,5
3
5
1;9±0,8
1,7±0,4
2,0
2,9±0,4
--,-------,----
3,2±0,7
1
,_
Fe59
Изотоп
2,0.1:0,3
2,3
3,1 ±0,8
б
7
1 ,9±0,8
2,0±0,5
1,5
%
1
раство.ра
2,8±0. 7
десорбирующего
2,4±0,9
рН
количества
1 ,8±0,5
1 ,6:!:::0,4
1,S±0,6
1,5±0,6
i,7
2,7±0,5
9
1 ';)
2,5±0,8
8
Десорбция радиоактивных изотопов из дерново-луговой почвьt·'
озерной водой с различными значениями рН,
сорбированного
1,9±0,5
2,0±0,3
1,9
2,7±0;5
10
Т а Gл и ц а
10
Табдица
11
Десорбция радиоактивнь1х изотопов из дерново-луговой почвы
катионами
...
о
..
~"'
Fe
о
:.:
"{
u
о
"'"'...
::с:;;
"'"'
-
1~
59
Al 3 +
.Со"
1
1 Zn2+ 1
1
.сеlн
сорбированного количества
1
Fe" 1 сею
...
о
о
Десорбирующий
А\3+
Zn2 + , %
и
Y(J1
'".,
катион
А\3+
1
"'"
А\3+
::С"'
о."
J
Се'""
Десорбирующий катнон
"~о.
О о
u,_
"'"'
У"'
1
--
А\3+
1 Zn2+ 1
л?+
J
А\3+
1
3
42
42
24
36
,'j
2
4
5
8
7
б
3
4
3
9
8
9
7
7
4
8
5
5
9
10
5
30
42
4
7
5
16
8
8
4
4
18
7
4
рое снижение десорбции в той области · рН исходного
раствора, где этот элемент находится в коллоидной фор­
ме.
Таким об;разом; изменение рН раствора не оказывает
еуществе_тrого
влияния
на
прочность
фиксации
радио­
активных и:зетопов в почве.
Десорбирующее
действие
различных
катионов.
В сложном комплексе
физико-химических
процессов,
протекающих в почве, большая роль принадлежит реак­
циям ионного обмена. Установлено,
что вытесняющая
способность катионов, участвующих в э1:их реакциях, на­
растает
с
увеличением
их
атомного
Известно также, что
[185, 186}.
представителями
основных
веса
К,
Na
и
и
макроэлементов,
валентности
Са, являясь
вступают
в
поЧве преимущественно в реакции ионного обмена, а
для таких элементов, ~как Zn, Cu, Al и Fe характерны в
большей степени реакции
комплексообразования. По­
этому было интересно, используя десорбирующее дейст­
вие перечисленных
катионов,
выяснить
некоторые
меха­
низмы фиксации радиоизотопов в почве.
Результаты опытов по десорбции Fe 59 , Со 60 , У 9 1 и
Cel44 0,1--tf.растворами KN0 3, NaCI, Ca(N03)2, CuS04,
ZnS0 4, Al2 (S04) 3 и FeClз приведены в табл. 12.
Из таблицы видно, что наиболее прочно фиксируется
в почве Fe5 9 , поскольку десорбирующее действие всех
:катионов
в
данном
случае
оказалось
весьма
·
незначи­
тельным. Кобальт-60 относительно легко десорбируется
двух- и трехвалентными катионами. 'По способности вы­
теснять этот элемент из почвы десорбенты располагают­
ея в ряду
З6
Na<K<Ca<Zn<Al<Fe<Cu.
Вытесняющая
Т а блиц а
12
Десорбция радиоактивных изотоnов из дерново-луговой nочвы
0,1 н. р.астворцми солей, % сорбиро11анного количества
( р Н исходного раствора равен 5)
Досорбирующий ка'!'ион
Изотоп
1,2
3,7
1,О
2,6
fe59
Собо
ytt
Cet44
2,0
6,0
1,3
2,6
2,0
18,1
4,4
4,8
-
5,0
76,0
8,0
4,8
1,8
74,2
6,3
3,2
4,6
86,0
41,6
7,7
79,2
45,0
22,6
способность данных элементов, за исключением
совпадает
с
вытесняющей
способностью
меди,
катионов,
на­
блюдаемой при ионаобменных реакциях. Все это свиде­
тельствует об участии кобальта в ионаобменных процес­
сах и хорошо
подтверждается данными
других исследо­
ваний [37, 100]. Иттрий-91 и Се 144 закрепляются в почве
прочнее, чем Со 60 , однако некоторые катионы оказывают
на них довольно сильное десорбирующее действие. Для
обоих изотопов таким катионом является железо, а для
Y9 I, кроме того, и медь.
.
Из рис. 9, отражающего десорбцию Fe 59 , У91 и Cet44
из разных почв, можно заметить, что прочность фикса­
ции изотопов в разных почвах неодинакова. Наиболее
прочно они закрепляются в дерново-луговой почве и чер­
ноземе. Из всех радиоактивных изотопов
Fe59
в почвах
оказался наименее подвижным.
В
этих
опытах
десорбирующее
действие
двухи
трехвалентных
катионов
было
выше
десорбирующего действия N а и К. При этом среди поливалент­
ных катионов для каждого радиоактивного изотопа
мож­
но выделить свой «специфический вытеснитель», т. е. та­
кой катион, который вытесняет определенный изотоп в
большей степени, чем другие катионы. Для
фическим вытеснителем почти на
Fe59
специ­
всех почвах является
алюминий, для У 91 -медь и железо, а для Се 144 - желе­
зо. Наличие специфических вытеснителей может свиде­
тельствовать о селективности фиксащш данных радиоак­
тивных изотопов почвами; это означает, что Fe 59 вступа­
ет в почве
в
такие соединения,
которые
характерны
для:
алюминия в большей степени, чем для других катионов.
а· Y9I
и Се 144 -в соединениях, характерные для меди и
железа.
Таким образом, низкая
изотопов
железа,
растворами солей
1о
иттрия
и
десорбция
церия
радиоактивных
концентриров_анными
NaCI, KN0 3 и Са (N0 3)2, а также от-
·
Fe
t5
10
5
D~цu~~~_цliLu_~Uli-U~LL~ilU
у
100
80
60
40
20
OU=~~~~~~UL~LU~UL~~~~LU~
се
tOO
80
60
40
20
а~~~~~~~~~~~~~~~~
Рис.
9.
Десорбция
Почва:
1-
лист.rя;
горизонт А 1 ;
зонт
Fe 59
У9 1 и Се 14 4 из почв
' ми солей.
0,1
н. раствора-
дерново-луговая;
!/ - чернозем;
/!/ - дерново-подзо­
IV- то же; горизонт А 2 ; V- то ·же; гори­
В1;
VI- краснозем.
Десорбент: · 1- NaCI; 2- KN0 3; 3Ca(N0 3) 2; 4- CuS0 4 ; 5- ZnS0 4; 6 - А\ 2 (5<?_4 ) 3 ; 7 - FeC\ 3.
rу-'Гствие какой-либо зависимости в десорбирующем дей­
ствии катионов от их
атомного веса
и валентности ука­
З_ывают на то, что в реакции ионного обмена микроколи­
Чества
38
железа,
иттрия
и
церия
практически
не
вступа-
ют. Взаимодействуя с почвой, они ~ступают в какие-то
другие реакции
и
соединения,
из
которых
могут быть
вытеснены лишь определенным катионом. Образование
таких соединений характерно и для кобальта, но в не­
сколько меньшей степени [124].
Можно предположить,
что
этими
воримые
соединениями,
комплексы
в
частности,
радиоактивных
являются
нераст­
изотопов с органиче­
ским веществом почвы.· Проверочные опыты показали,
что, действительно, удаление из почв органического ве­
щества (обработка почв перекисью водорода) [187] за­
метно снижает прочность
(рис.
10).
В опытах с
фиксации
Fe59
У9 1
FеБ9,
и
Cet44
на образцах почв, обработан­
ных Н 2 0 2 , резко
возрастает
десорбирующее действие
алюминия. По-видимому, роль алюминия как специфи­
ческого
вытеснителя
железа
из
нативных
почв
и
почв,
лишенных. органического вещества, сводится к изоморф­
ному
замещению
им
железа
в
кристаллических
турах глинистых минералов. В опытах с Y9I и
сорбирующее действие катионов на лишенной
почве возрастает в ряду
струк­
дl'­
гумуса
Cet44
Na>K>Ca>Zn>Cu>Al>Fe.
Iс:сли не учитывать смещения между цинком и медью, то
можно утверждать, что значительная часть иттрия
и це­
рия поглощается минеральной фракцией почв по типу
реакций ионного обмена.
По данным
некоторых
исследователей,
прочность
фиксации
отдельных
химических
элементов
зависит
от
их концентрации в сорбенте [40, 97, 120]. Проведеиные
нами опыты показали, что десорбция изотопов, выражен­
ная в абсолютных _величинах, изменяется
пропорцио­
нально их концентрации в почве. Это означает, что проч­
вость фиксации этих элементов в дерново-луговой почве
(если судить о ней
по относительной величине десорб­
ции, выра)J{енной в процентах) в пределах
широкого
диапазона концентраций остается постоянной (табл. 13).
Наблюдаемое снижение десорбции Се1 44 . и У 9 1 при
концентрации 10-6 моль/г почвы, а Fe 59 при концентрации
10-7 моль/г может быть связано с образованием в этих ус­
ловиях
крупных
коллоидных
занные
изотопы
труднее
агрегатов,
вытесняются
из
которых
другими
ука­
катиона­
ми, чем из мелких коллоидных частиц.
Принципиально сходные результаты
получены
и н
опытах с Со 60 (табл. 14). Независимо от рН исходного
раствора десорбция ·остается практически
постоянной
даже при изменении концентрации кобальта в почве на
%
Fe
Рис.
10.
Десорбция FеБ9, У9 1 и Се144
из нативных почв
(8) и почв, лишенных
органического
вещества
( D),
О, 1 н.
растворами солей.
Почва:
1-
дерново-луговая;
дерново-подзолистая;
1/- чернозем} 1//-
горизонт
А1.
Десорбент:
1- NaCI;
2- KN0 3 ; 3- Ca(NIЭ 3 J 2 ; 4- CuS04 ;
-5-- ZnS0 4 ; 6 - AI 2(S0 4 ) 3 ; 7 - FeCI 3 .
Т а блиц а
Десорбция железа, иттрия и церия
в
зависимости
от
концентрации
% сорбированного
0,1
13
н. раствором AI~(S0 4 ) 3
этих
элементов
в
почве,
количества
Концентрация, мольfг почвы
ЭлемеНт
to-"
lQ-11
1
JQ-0
1
to-•
10-7
IQ---11
1
1
1
5,2±o.z 6,3±0,512. 1 ±0,4
7.8±0,2 8', 7 ±0,3 8,5±0,;) 8,3±0,4,10,3±0,8 6,5±0,2
10,2±0,4 9,3±0,611 ,6±0,5 9,8±0,4 4,8±0,
-
Железо
Иттрий
Церий
Т а блиц а
Де::орбция кобальта
0,5
н. раствором
14
Zn·S0 4
в зависимости от концентрации элемента в почве,
%
сорбированного количества
Концентрация, моль/г почвы
рН исходного
раствора
2. J0-8
2. 10-7
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
42,5
-
42,5
24,0
36,:.l
30,6
42,7
16,8
18,5
2. 10-6
41,5
38,0
31,2
32,0
33,-5
28,4
29,8
38,4
47,3
2. 10-5
1
1
42,3
35,2
34,4
32,2
32,9
34,2
32,3
34,2
27',8
43,0
43-,2
41 ,О
36,4
39,6
37,2
40,0
-
несколько порядков величин ( to-в~l0- 5 моль/г) {100]. Та­
ким образом, результаты разнообразных опытов по де­
сорбЦии
Fe59 ,
позволяют
Со 60 , У 9 1 и Се 144 различньп.щ катионами­
характеризовать
ноглощение
почвами как труднообратимый процесс,
для иттрия
и
церия
этих
изотопов.
определяемый_
в основном органическим
веществом
почвы, а для железа, кроме того, и минеральной фрак­
цией почвы. Для кобальта в значительной мере харак­
терны реакции ионного обмена. По прочности фиксации
эти
элементы
располагаются
в
следующем
порядке:
Fe> У~Се>Со.
Однако это не означает, что в почве­
наиболее подвижным элементом должен быть кобальт.
41
"Ныше отмечалось, что миграционная способность радио­
активных изотопов определяется, с одной стороны, пол­
нотой их по г лощения в почве, а с другой - прочностью
фиксации в ней. Было показано также, что наиболее пол­
но поглощаются почвами кобальт и· иттрий, менее пол­
но- железо и церий. Следовательно, несмотря на высо­
куЮ прочность фиксации, железо моЖет оказаться более
:миграционноспособным, поскольку в широком диапазоне
рН и концентраций оно в значител~;>ных количествах ос­
тается в растворе. Вместе с тем кобальт, фиксирующий­
ся в почвах менее. прочно, как
будет показано
ниже,
окажется в более сложных системах мало миграЦионно­
.спос-обным элементом, поскольку всеми почвами он пог­
лощается практически полностью. Наиболее прочно ра­
диоактивные
ризующихся
изотопы
высоким
закрепляются
содержанием
в
почвах,
характс­
органического
веще­
ства и илистой фракции.·
Оценивая десорбирующее действие катионов с точки
зрения
его
значения
в
миграции
изучаемых
рад~оак­
тивных изотопов в почвах, необходимо отметить, что в
природных
водах
и
почвенных
химических элементов,
растворах
использованных
концентрации
нами
в
качестве
десорбентов, лежат на несколько порядков величин ни­
же концентраций, применяемых . в эксперименте. Следо­
вательно, в природных условиях десорбирующее дейст­
<:~ие катионов должно проявляться в гораздо меньшей
.<.:тепени.
Десорбирующее действие водных экстрактов расти­
-rельного опада и ЭДТА. Выше было показано, что вод­
ные
растительные
экстракты
и
искусственные
комплек­
.соны резко снижают поглощение изотопов Fe 59 , Соб 0 , У 91
и Се 144 почвой и тем с.амым повышают их мобильность
в системе почва- раствор. Изучение
десорбирующего
действия этих агентов показало (рис. 11), что наиболее
сильным десорбентом для всех изотопов является ЭДТ А.
Этот комплексон практически полностью переводит ра­
диоакт.ивные изотопы в жидкую фазу, а его эффектив­
ность не зависит от физико~химических свойств почвы и
прочности фиксации в ней изотопов. Вместе с тем мож1Ю заметить, что десорбирующее действие растительных
экстрактов сильнее проявляется на дерново-подзолистой
почве. Это особенно четко видно в опытах с Соб 0 , кото­
рый из дерново-подзолистой почвы десорбируется· экст­
рактами почти так же, как ЭДТ А.
42
...
r'
1-
11.
.1
---из листьеn липы;
4-
7-0,01
из листьев
из
М раствор
березы;
у
се
1-
б- из
2
осины;
--экстракт
л
листьев
вода:
десорбентами.
I
озерная
из листьев черемухи;
Десорбент:
различными
л
•1234567 •1234567 •1234567
Nа-ЭДТА.
5-
А2 .
почв
1
.--dlt
1234567
горизонт
Се 1 44
дерново-подзолиста к
и
л
I
Собо, У9 1
1 2456 7
со
124567
J
FеБ9,
Il-
Десорбция
л
1234567
J
Fe
дерново-луговая,
Рис.
I
1 23456 7
J1lfТ
нз хвои сосны;
Почва:
о
20 г-
40
60 -
80
о/с
12
На рис.
приведены усредненные для всех экстрак­
тов данные по десорбции изотопов из
Анализ полученных
различных почв.
результатов показывает,
что десор­
бирующее действие растительных экстрактов
в обратной
зависимости
находится
от пr.очности фиксации Fe 59 ,.
Собо, у91 и Се 144 в почвах. Так,
во ·всех
Fe59
изученных
-
г-
у
Со
Fe
се
г-
1rill
134
Рис.
12.
из
,J -
1234
Десорбция
почв
г
1
1234
дерново-луговая
закрепляется
4-
почва;
14
Со 60 , У91
Fe 59,
растительными
краснозем;
почвах
r-
2-
Се1 4 4
чернозем;
дерново-подзолистая
прочнее,
и
экстрактами:
чем
3-
почва.
остальные
изотопы,.
и по отношению к нему десорбирующее действие экст­
рактов наиболее слабое. Кобальт-60 с наименьшей проч­
ностью фиксируется поч.вами и соответственно легче пе­
реводится в раствор
под действием экстрактов.
того, поскольку прочность фиксации
Кроме
определяется
не
только свойствами химических элементов, но и физико­
химическими особенностями почв, то из дерново-подзо­
листой почвы, в которой радиоактивные изотопы за­
крепляются менее прочно, они десорбируются эжстрак­
тами в большей степени.
ГЛАВА
2
МИГРАЦИЯ И РАСПРЕДЕЛЕНИЕ
ЖЕЛЕЗА-59, КОБАЛЬТА-60, ИТТРИЯ-91
И
ЦЕРИЯ-144 В СИСТЕМЕ
ПОЧВА­
РАСТЕНИЕ
В предыдущей главе
рассмотрена
подвиж­
ность радиоактивных изотопов железа, кобальта, иттрия
и
церия
в
системе
почва- раствор
при
изменении
свойств этой системы. Анализ поведения указанных изо­
топов
в
системе
почва- растение
в
таком
сравнитель­
ном аспекте представляет более трудную задачу, так как
имеющиеся
в
литературе сведения
о
поступлении
изото­
пов из почвы в растения в большинстве своем не подда­
ются сравнению. Учитывая это, при изложении материа­
ла настоящей главы мы будем опираться в основном на
те исследования, которые проводились в нашей лабора­
-тории
в
сравнимых
для
всех
четырех
радиоактивных
изотопов условиях опытов. Кроме того, поскольку логло­
щение
химических
элементов
растениями
определяется
не только
характером реакций в системе почва- рас­
-твор, но и взаимодействием между раствором и растени­
ем, то наряду со сведениями о поступлении
Fe59 , Со 60 ,
9
1
4
Y I и Се 4 в растения из почвы будут приведены резуль­
-таты
опытов
по
изучению поступления
их
в
растения
из
питательных растворов.
НАКОПЛЕНИЕ РАДИОАI(ТИВНЬIХ ИЗОТОПОВ
РАСТЕНИЯМИ ИЗ ПОЧВЬI
И ПИТАТЕЛЬНЫХ РАСТВОРОВ
Опыты с почвенными культурами проводили
на дерново-луговой почве, физико-химическая характе­
ристика которой приведена в табл.
Растворы
в
почву
путем
соответствующих
полива,
после
чего
2
и
3.
радиоактивных
изотопов
почву тщательно
вносили
перемешива.ли
и помещали в вегетационные сосуды. Удельная активность воздуш­
но-сухой почвы по ·каждому излучателю составляла
10
мккюриjкг,
45
что соответствовало весовой концентрации элементов 1О- 6 моль {кг.
Вегетационные
сосуды
засевали
семенами
гороха
и
ячменя-.
Опыты
проводили
в течение
дней,
после чего растения из­
30
влекали
из
сосудов,
корневую
систему
тщательно
отмывали
от
поч­
вы, надземную массу разделяли на стебли и листья, высушивали до
400-450 °С.
постоянного веса и озоляли при
Радиоактивность золk
ных препаратов измеряли по общепринятой методике.
Аналогичные опыты ставили в условиях водных культур, где
в качестве питательного раствора использовали смесь Кноппа. Обе
серии опытов проведены в трехкратной повторности.
Прежде всего следует отметить, что применяемые в
этих опытах количества
радиоактивных изотопов
зали заметного действия
на рост и
не ока­
развитие растений.
Таблица
15
Вынос радиоактивных изотопов надземной массой
растений и коэффициенты накопления
/
.
Вынос,
% внесенного
ко.:н1чества
на
1
г сухого
Коэффициент накопления
вещества
Изотоп
Горох
Ячмень
По~венные
Fe59
Со"о
У91
Се 111
0,020
O,COI
О,СО1
4,1
1,8
1,4
0,8
Fe59
со во
У91
Се'44
культуры
0,050
0,001
0,003
Водные
Ячмень
Горох
0,003
0,30
0,03
0,08
0,02
0,08
0,02
56
32
0,30
культуры
3,2
.'Ю
0,;)
0,3
26
14
8
5
Из почвы все радиоактивные изотопы поглощаются
растениями
тельных
значительно
слабее, чем из жидких пита­
растворов (табл. 15). Раз~Тiичие в накоплении
отдельных
изотопов
достигает
нескольких
личин. Резкое снижение накопления
растениями из почвы связано с тем,
бируются
в ней
и переходят
порядков
Fe 59 , Со 60 , У91
что они
прочно сор­
в труднодоступную
растений форму. Однако во всех случаях
ве­
и Се 1 ~ 4
Fe 59
для
поступает
в надземную массу растений в гораздо большем количе­
стве, чем другие изотопы. Это связано как с большоЙ:
46
биотропностью этого элемента, так и с тем, что в систе­
ме почва-- рdствор железо отличается большей подвиж­
ностью,
поскольку
значительная
его
часть. остается
в
растворе в несорбируемой форме. В то же время малой
подвижности
Со 60 ,
У 91 и
Се 144 в почве соответствуют­
более низкие значения коэффициентов накопления. Сле­
довательно,
можно
радиоактивных
считать,
изотопов
в
что
поступление
растения
зависит
рой степени от их подвижности в системе
твор, которая в свою очередь определяется
ческими свойствами изотопов, формой, в
находятся в растворе, а также свойствами
изучаемых
до
некото­
почва- рас­
физико-хими­
которой они
самой почвы.
В литературе неоднократно отмечалось, что накопле­
ние радиоактивных изотопов зависит от биологических
особенностей растений [25, 29, 52, 188-190]. Как можнСУ
заметить из табл. 15, эта зависимость достаточно четко
проявляется и в наших опытах, особенно при поступле­
нии изотопов
в
растения
из
питательных растворов;
рас­
тениями гороха все элементы поглощаются
в большей
степени, чем ячменем. В опытах с почвенными культу­
рами эта разница выражена слабее.
ВЛИЯНИЕ СВОйСТВ ПОЧВЬI
НА НАКОПЛЕНИЕ РАДИОАКТИВНЫХ ИЗОТОПОВ
РАСТЕНИЯМИ
элемент
в
Оттого,
как
почве,
зависит
прочно
его
закреплен
химический
доступность
растениям.
В предыдущей главе было показано, что прочность фик­
сации Fe 59 , Со 60 , У 91 и Се 144 в значительной мере опреде­
ляется физико-химическими свойствами
почвы.
Осо­
бенно резкие различия в прочности фиксации этих изо­
топов были отмечены между дерново-подзолистой и дер­
пово-луговой почвами. На основании опытных и литера­
турных данных [34, 122, 191-193] можно было ожидать,
что из дерново-луговой почвы изотопы будут поглощать­
ся растениями слабее, чем из дерново-подзолистой, по­
скольку в первой они фиксируются более прочно.
Вегетационные опыты полностью подтверждают это
предположение (табл. 16). Действительно, из дерново­
подзолистой почвы изотопы
Fe59 ,
У 91 и Се 144 поступают
н растения в значительно больших количествах, чем из
дерново-луговой. Снижение поступления изотопов в рас­
тения из дерново-луговой почвы может быть связано с
47
Таблица
16
Накопление радиоактивных изотопов надземной массой ·
тороха
и
ячменя
из
дерново-луговой
и
дерново-подзолистой
Содержание, и,lln(мин
на
1
г
Коэффициент
сухого вещества
накопления
Изотоп
Дерново-луговая
Fe59
2560±170
530±60
220±32
У91
CcJ44
Горох
~чмень
Горох
3050± 125
У91
47С'О±360
сеш
3720±290
~чмень
0,30
0.,08
0,02
0,30
0,08
0,02
2580±85
520+ 145
185±35
почва
0,48
0,80
0,51
2930±240
1310±90
1420±153
повышенным содержанием
1
почва
Дерново-подзолистая
Fesэ
почв
0,22
0,02
0,34
в ней органического вещест­
ва. Справедливость такого утверждения хорошо иллю­
стрируется
результатами
вегетационных
опытов,
прове­
деннЬiх с Со 60 на почве с разным содержанием гумуса.
Дерново-луговую почву путем смешивания с песком или перег­
ноем доводили до следующего содержания гумуса: 3,4; 5,1; \3,1 и
16,9%. В приготовленную таким образом почву перед посевом вно­
·СИЛИ раствор Со 60 С1 2 из расчета 50 мккюриfкг, что соответствовало
весовой концентрации стабильного изотопа
кобальта
0,38 мгfкг.
Почву, перемешанную с раствором изотопа, помещали в посевные
ящики емкостью по 8 кг и засевали семенами вики и овса (опыты
проводили в трехкратной повторности). После посева вели визуаль­
ные наблюдения за ростом И разви~ием растений, а через 10, 20 и
. 50 дней с момента появления всходов и при завершении опыта
отбирали пробы растений для радиометрического анализа.
Kai<
видно из табл.
17,
концентрация Со 60 в расте­
ниях, особенно в корнях, закономерно снижается с по­
вышением содержания гумуса в почве;. общий вынос ко­
бальта надземной частью растений (выраженный в про­
центах внесенного в почву количества) зависит не толь­
ко
от содержания
гумуса
в
почве,
но
и
от
видовых
осо­
бенностей растений. Так, вынос кобальта для надземной
части
овса
тысячные
процент а.
48
составляет
и
сотые,
а
в
зависимости
для
от
вики-сотые
варианта
и
десятые
опыта
доли
17
Таблица
Масса сухого вещества, удельная н общая активность
частей растений в зависимости от содержания гумуса в почве
Общая
Удельная
Масса, г
%
активность,
имn((мин
Образец
Надзем!jаЯ/ Корни Надземная/
часть
внесенного
г)
·
Корни
часть
%
r:ктивность.
количества
Надземная/
Корн и
часть
О в ее
Контроль
Гумус,
%:
3,4
5,1
13,1
16,9
40,.5
5,8
4R,7
59, 1
52, 1
170,5
5,0
5,8
:J,8
17,3
-1
20
20'
13
8
7250
2480
1930
290
0,011
0,012
0,007
0,012
-
0,400
О, :60
О, 120
0,056
Вика
к онтроль
Гумус, %:
3,4
5,1
13,1
1;6,9
43,5
5,9
-
-
57,8
54,5
60,8
85,3
4,4
4,1
.5,8
6,7
.80
160
90
18
4000
3200
1800
450
-
0,200
О, 150
0,110
0,033
О, 110
0,098
0,061
0,017
На рис. 13 особенно четко выражены различия в на­
коплении Со 60 между этими видами растений, а также
импj(мин·г)
500
10.1'[
22
л
0-ООес
Е2Z1-Вщш
400
300
51I
20 lD.
200
IDO
o~~~~~~~~~~~~~-L~~~~
Рис.
13.
Содержание Со 60 в надземной части овса и вики в раз­
ные
сроки
вегетации
при содержании
гумуса:
/-3,4%; 2-5.1%; 3-13,1%; 4-16,9%.
по вариантам опыта. Кроме того, из рисунка видно, что
концентрация Со 60 в растениях к концу вегетационного
сезона заметно снижается. Однако,- если
содержание
изотопа
выразить
на
массу
целого
растения
в
разные
49
сроки вегетации
лощение
Со 60
(рис.
то можно заметить, что пог­
14),
растениями
не
прекращается
до
конца
вегетационного се:;юна.
uмпfнин
О-ОЬ'ес
5.Il.
~-Вшщ
2DD
100
1D.YI
о ~---~CL.J.__L_L_LL_--'--J"'-"lРис.
14.
части
Содержание кобальта в надземной
овса
и
вики
в
разные
сроки
вегета·
аии. Средние данные из всех вариантов и
повторностей опыта.
НАКОПЛЕНИЕ РАДИОАКТИВНЫХ ИЗОТОПОВ
РАСТЕНИЯМИ В ЗАВИСИМОСТИ
ОТ ВЛАЖНОСТИ ПОЧВЫ
Имеющиеся в литературе
почвенной влаги в миграции
сведения
радиоактивных
довольно противоречивы. В одних работах
увеличение
миграции
и
поступления
в
о роли
изотопов
отмечается
растения
отдель­
ных изотопов с повышением влажности почвы [194-198],
в других- авторы указывают на отсутствие
подобной
зависимости [199, 200]. Такая неоднозначность получен­
ных результатов прежде всего объясняется недостаточ­
ной изученностью затронутой проблемы. Сложность воп­
роса,
по-видимому,
ские эле~енты
связана
поглощаются
с
тем,
что
разные
растениями
из
химиче­
почвы
в
за­
висимости от режима ее увлажнения по-разному. Кроме
того,
степень
влияния
влажности
на
подвижность
изотопов в системе почва-растение зависит от свойств
почв и· биологических особенностей растений [110, 201].
50
Из-за отсутствия соответствующих данных пока не­
r.озможно произвести сравнительный анализ накопления.
всех четырех
рассматриваемых
нами
изотопов
растения­
ми в зависимости от влажности почвы. Поэтому в насто­
ящем разделе приведены лишь результаты опытов с СоМ
н Се 14 4, которые были получены в сравнимых условиях.
Т а блиц а
18
Концентрация CoGo в разных частях гороха и ячменя
в зависимости от влажности почвы, uмnj (мин· г сухого вещества)
[11 О]
В.lЗЖНОСТЬ почвы,
%
Часть растения
17
30
Горох
1300
1400
6700
Листья
Стебли
Кор!! и
9::>0
1400
4000
1200
1400
5.500
.540
300
1800
300
200
1800
Ячмень
Листья
Стебли
Корни
600
300
6900
В табл. 18 представлены результаты опытов по изу­
чению накопления Со 60 двумя видами растений из дер­
ново-луговой почвы при разных режимах ее увлажнения.
Эти данные показывают, что в надземных частях обоих
видов растений концентрация кобальта практически не
зависит
чается
от
влажности
некоторое
почвы,
повышение
тогда
его
как
в
корнях. отме­
содержания
при
высо­
ких уровнях увлажнения.
Принципиально
сходная
картина
наблюдается в
опытах с Се 144 . Как видно из табл. 19, коэффициенты на­
копления церия в надземной части растений при разных
уровнях увлажнения
почвы в среднем остаются одинако­
выми. То же самое справедливо и для корневой системы
растений. Однако общий вынос радиоактивного изотопа
растениями из почвы заметно больше при повышенной
увлажненности почвы (табл. 20). Поскольку концентра­
ция Се 144 в растениях во всех вариантах опытов прак-
51
Таблица
19
Коэффициенты накопления Се 1 4 4 для надземной <Jасти
и корней растений в зависимости от влажности почвы
Влажность почвы,
30
Вид растения
Над-
Над-
J
0,03
0,01
0,01
0,01
0,01
0,01
0,01
0,01
0,04
0,02
Alopecurus prateпsis L.
Puccinella Hauptiana
Festuca pratensis
F. rubra
F. ovina
F. arundinaceae
Bromus inermis
Trifolium pratense
Agropuron pectiniforme
Среднее
не
'1
земная! Корни земная! Корни земная! Корни
часть
тически
-
i
17
1
Of0
меняется,
такое
0;40
0,30
0,20
0,20
0,02
0,01
0,01
0,01
0,01
0,01
0,01
0,02
0,02
0,01
0,1С
0,20
0,20
0,20
0,10
0,20
Над-
1,
часть
увеличение
часть
1
0,40
0,20
0,40
0,30
0,30
0,20
0,30
0,30
0,20
0,30
0,03
0,01
0,01
0,01
0,02
0,01
0,03
0,02
0,02
0,02
выноса
0,30
0,20
0,30
0,20
0,20
0,20
0,3')
0,20
0,20
0,20
изотопа
связано лишь с увеличением общей биомассы растений
на более влажной почве.
Таблица
Масса надземной части растений и накопление в ней
в
зависимости
от влажности
(усредненные·данные для
9
20
Cei4 4
почвы
видов растений)
Содержание Cet44
·Влажность
почвы,
%
Масса сухих
Р.астений, г
%
внесенного
количества
0,9
0,8
0,3
30
17
7
10-9
кюри(г сухого
вещества
4,3
4,3
5,0
0,8
0,6
0,3
Таким образом, проведеиные опыты показали, что по
мере повышения влажности почвы (от влажности завя­
дания до полной влагоемкости) вынос Со 60 и Се 144 над­
земной частью растений увеличивается. Это в основном
обусловлено возрастанием биомассы растений на более
влажной почве, тогда как концентрация изотопов в рас­
тениях
при
постоянной.
52
всех
режимах
увлажнения
почвы
остается
ВЛИЯНИЕ ЭДТА НА ЛОГЛОЩЕНИЕ
РАДИОАI(ТИВНЫХ ИЗОТОПОВ
РАСТЕНИЯМИ ИЗ ПОЧВЫ
В предыдущей главе было показано, что миг­
рационнаЯ способность
Fe 59 ,
Со 60 , У 91 и Се 144 в системе
почва- раствор существенным
в какой форме эти изотопы
1:3 частности, отмечалось, что
изотопов слабо поглощаются
повышается
образом зависит от тоrо,
находятся
в
растворе.
комплексные соединения
почвой, вследствие чеrо
их доступность растениям.
В настоящее время искусственные комплексоны все
больше применяются для
копления
некоторых
регулирования
микроэлементов
и
процессов на­
их
радиоактив­
ных изотопов растениями [140:_142, 149, 150, 202-207].
Кроме того, многие органические комплексоны, синте­
зирующиеся в живых организмах, играют большую роль
в минеральном обмене, образуя с малоподвижными ио­
нами
тяжелых
металлов
комплексные
соединения
и
пе­
реводя их тем самым в транспортную форму [208-212].
В биологических экспериментах наиболее изученным
комплексоном является ЭДТА. Как отмечалось выше,
рассматриваемые радиоактивные
изотопы
образуют с
этим аддендом высокоустойчивые комплексные соедине-"
ния, обладающие значительной подвижностью в системе
почва- раствор.
В настоящем
разделе
описываются
опыты по изучению влияния ЭДТ А на подвижность
Со 60 , У 91 и Се 144 в системе почва -растение.
Fe59,
Опыты проводили
в вегетационных сосудах емкостью 2-2,5 А
с
дерново-луговой
почвой, куда перед посевом растений вносили
FеБ9, Со 60 , У91 и Се 144 в виде
простых солей и внутрикомплексных
соединений с ·эдтА.
Вегетационные сосуды засевали семенами го­
роха и ячменя. Через 30 дней после появления всходов опыты раз­
бирали,
а в растениях
определяли
содержание указанных выше
изотопов.
Как следует из табл.
в
дерново-луговую
21, Fe 59 ,
почву
в
виде
Со 60 и У 91 ,
внесенные
комплексных
соедине­
ний, легко десорбируются
водой.
Следовательно,
их
комплексы с ЭДТ А в почве не разрушаются. Особенnо
высокой устойчивостью обладает комплексное соедине­
ние Со- ЭДТ А, которое может не разрушаясь сохра­
няться в почве в течение
нескольких
мееяцев [105].
Комплексное соединение Се 144 оказалось неустойчивым;
53
Т а блиц а
21
Десорбция радиоактивных изотопов из почвы
дистиллированной водой
·
Десорбция,
Вариант
11
опыта
Десорбция,
Вариант
% исходного
% исходного
опыта
1
содержания
Jl
2,2
Fe59
70,0
5,0
85,0
Fе 59 -ЭДТА
Са 60
Са 60 -ЭДТА
содержания
1
5,8
61 ,О
1,4
1,6
У91
1
У 91 -ЭДТА
Cel44
Се 144 -ЭДТА
1
на это указывает одинаково прочная фиксация изотопа
ri:очвой в обоих вариантах опыта.
В табл. 22 представлены данные по накоплению ра­
диоактивных изотопов в надземной части растений при
внесении их в почву в виде простых солей и комплексов
с ЭДТА. Видно, что·Fе 59 , Со 60 и У 91 , внесенные в почву
в виде комплексных соединений, накапливаются в расте­
ниях в значительно большем количестве, чем при вне­
сении их в виде простых солей. Церий-144 в обоих ва­
риантах
опыта
накапливается
растениями
одинаково.
Таблица
Накопление
радиоактивных
при
изотопов
внесении
надземной
массой
22
растений
радиоизотопов
в почву в форме простых солей и комплексов с ЭДТА
Активность
сухого
вещества,
uм.nf(мun
· г)
Горох
Ячмень
Коэффициент
накопления
Вариант опыта
FеБ9
Fe 59 --.,- ЭДТА
Са 60
Са 6 О-ЭДТА
У91
У 91 -ЭДТА
Се144
Се144_ЭДТА
2:)60
384SO
.')]0
7950
530
4700
220
470
1
Ячмень
Горох
1
1
2580
9653
90
560
.'520
1.'5.'50
180
19J
0,30
6,30
0,07
1,09
0,08
0,76
0,02
0,03
0,30
1,58
0,01
0,06
0,08
0,~5
0,02
0,01
1
54
Это и следовало ожидать, учитывая, что комплекс Се·­
ЭДТ А в почве быстро разрушается.
Интересньiми оказались результаты опытов, в кото­
рых было изучено влияние разных доз комплексона на
поступление Со 60 из почвы в растения.
В этих опытах
вносимый в почву исходный раствор Со- ЭДТ А имел
различное
по
моляриости
соотношение
комплексона
кобальта. Данные, приведеиные в табл.
23,
и
показывают,
Таблица
23
Активность надземной части и корней вики
[импf (.мин· г сухого вещества)] и отношение активности
разных частей растений в зависимости от молярных соотношений
комплексона и кобальта в исходном растворе
Соотношение ЭДТА
и
Со
в растворе
К:онтроль
Показатель
1:1
5: 1 125: 1 1 125: 1
1
460
Надземная часть
Корни
5320
Корни
Надземная часть
Листья
Стебли
7900
6420
6300
5600
58760 40000 22200 15810
11.6
7,4
6,2
3,5
2,3
2,3
3,8
3,2
3,5
2,5
что во всех случаях Со 60 , внесенный в почву в форме
комплексного
соединения,
поступает
в
растения
интен­
сивнее, чем в контроле. Однако, хотя радиоактивность
растений и остается в опытных вариантах более высо­
кой, чем в контроле, тем не менее она закономерно сни­
жается
ство
по
сравнению
комплексона
с
точно
первым
вариантом,
соответствовало
где
количе­
весовому
коли­
честву кобальта. При этом отношение радиоактивности
корневой системы и надземной части с· увеличением со­
держания
комплексона
в
среде
тоже
снижается.
Отмеченную закономерf!ость в первом приближении
можно было объяснить либо тем,
что поступившие
в
растения свободные молекулы ЭДТА связывают в комп­
лексные соединения некоторую часть катионов кобальта
55
и затем, в виде готового комплекса,
выводят этот
металл
из организма растений в окружающую среду, либо тем,
что при избытке ЭДТА, наряду со свободными молеку­
лами комплексона, в почве присутствуют легкор-аствори­
мые комплексы ЭДТ А с другими катионами,
при
поступлении
в
растения
вступают
в
которые
конкуренцию
с
комплексом Со-ЭДТА и тем самым снижают его по­
ступление через корневую сист~му растений.
Для проверки этих гипотез были проведены специ­
альные
опыты
на
водных
культурах,
в
которых
изуча­
лось поступление Со- ЭДТ А в растения
и- выделение
его из растений в окружающую среду. В одной серии
опытов растения вики первые 10 дней выращивали на
озерной воде,
содержащей
радиоактивный
кобальт и
ЭДТ А в разных молярных соотношениях. После этого
одну часть растений исследовали на содержание Со 60 ,
а другую часть с тщательно отмытой корневой системой
пересаживали на 10 дней в чистую озерную воду. В кон­
це опыта определяли активность воды и растений.
В другой серии опытов растения вики выращивали
таким- образом, что одна часть корневой системы каж­
дого
растения
постоянно
находилась
в
растворе,
содер­
жащем Со 60 или комплексное соединение Со- ЭДТ А, а
другая- в чистой озерной воде
или
не-радиоактивном
растворе ЭДТ А.
В
конце
опыта
измеряли
актив­
ность разных
частей растений и чистой половины рас­
твора.
Из табл. 24 видно, что активность- одного растения
за время выращивания на чистой воде практически не­
изменялась по сравнению с первоначамьной. При этом,
Т а блиц а
24
Содержание Со 60 в растениях вики к моменту пересадки их
с радиоактивного раствора на чистый раствор и после
десятидневного выращивания на воде, и.м:nf(мин ·растение)
Соотношение ЭДТА и СоБО
1
Показатель
в
Контроль 1
1:1
До пересадки на чистую
1
растворе
10: 1
1100: 1
11000: 1
640± 10
300±2 160±30 50± 1(}
1790±270 660±20
420±60 190± 10 40± 1(}
2030± 10
воду
После выращива.иия на
воде
56
так же как 11 в опытах с почвенными культурами
(см.
табл. 23), с увеличением количества ЭДТА в растворе
содержание Со 60 в растениях снижается. Кроме того, из
водных растворов Со 60 , входящий в состав комплексного
соединения с ЭДТА, поглощается растениями в меньшей
степени, чем Со 60 , присутствующий в растворе в виде
хлорида. Такое снижение накопления Со 60 из водной
среды, содержащей ЭДТ А, наблюдали и в опытах с прес­
новодными организмами [148].
Исходя из данных табл. 24, отмеченное выше сниже­
ние накопления Со 60 растениями при избытке ЭДТА в
среде нельзя объяснить более интенсивным его выделе­
нием. Можно полагать; что это снижение обусловлено
наличием свободны~ молекул ЭДТА и его комплексов
с
другими
катионами,
которые
вступают
в
конкурент­
ные взаимоотношения с комплексом Со 60 - ЭДТА при
поступлении его в растения. На это указывают и резуль­
таты
упомянутых
выше
опытов
по
изолированному
пи­
танию растений, в которых не было обнаружено выделе­
ния кобальта из растений в среду. Возможно, такое объ­
яснение наблюдаемого эффекта и не окажется оконча­
тельным, тем не менее, факт снижения поступления ко­
бальта в растения с увеличением содержания ЭДТ А в
среде необходимо учитывать,
в частности,
при
исполь­
зовании хелатов в качестве микроудобрений.
В табл. 25 приведены данные по накоплению кобаль­
та растениями в зависимости от концентрации и формы
Таблица.25
Накоnление кобальта рассадой капусты (сорта Слава) и
томатов
(сорт Талал!'lхинский) в зависимости от его концентрации
и вида соединений, Аtгjкг сухого вещества
надземной массы растений
Концентрация
кобальта, мг(кг
Капуста
воздушно-сухой
почвы
О, 1.5
15,00
30,00
60.00
120,00
Co(N03)2
0,004
0,80
2,38
6,20
15,25
1
1----Т-о-;-м-ат_ь_'
---
Со-ЭДТА 1
0,04
2,Ь3
9,30
20,50
47,50
0,004
1,73
3,27
.),30
9,80
0,095,
9,94
21,45
53,77
100' 50
57
'€ГО соединения в почве. Кобальт вносили в почву в виде
нитрата и комплексного соединения с ЭДТА. Можно за­
метить, что в обоих вариантах опыта с повышением кон­
центрации кобальта
в
почве увеличивается
его
накоп­
.ление в растениях. При этом некомплексная форма ко­
бальта поступает в растения менее интенсивно.
Данные о подвижности Fe 59 , Соб 0 , У 91 и Cei 44
стеме
почва- растение
гласуются
изучении
Так,
с
их
основными
целом
в
подвижности
соответствует
достаточно
результатами,
подвижности
большей
раствор
в
полученными
системе
железа
повышенная
в си­
хорошо
со­
при
почва -раствор.
в системе
почва­
подвижность
в
усло­
виях вегетационных опытов. Это соответствие проявляет­
ся в наиболее высоких (по сравнению с кобальтом, ит­
трием и церием) коэффициентах накопления железа у
подопытных растений. В системе почва- раствор соот­
ношение сорбируемых и несорбируемых форм кобальта,
иттрия
и
церия
сдвинуто
в
сторону
преимущественного
образования первых. Это обусловливает меньшую под­
I:<ижность кобальта, иттрия и церия в почвах, что также
подтверждается
элементы
в
данными
значительно
вегетациенных
меньших
опытов:
количествах
эти
накапли­
ваются растениями.
Указанное соответствие дает осно­
вани~
поступление
полагать,
растения
в
что
значительной
мере
изучаемых
зависит
изотопов
от
степени
подвижности в системе почва- раствор, которая
в
их
в свою
очередь определяется химическими свойствами изотопов,
формой, в которой они находятся в почвенном растворе,
а также физико-химическими особенностями почвы. Оп­
ределенное влияние
на
поступление
изотопов
в
растения
оказывают и биологические особенности растений.
Из жидких питательных растворов все четыре изо­
топа накапливаются растениями в большем количестве,
чем из почвы. Однако, если сравнить значения коэффи­
циентов накопления
Fe 59 ,
Соб 0 , У 91 и
Cei 44
для пресно­
водных растений с коэффициентами накопления назем­
ных растений, произрастающих на жидкой питательной
среде (табл. 26, 27), то можно заметить, что концентри­
рующая способность пресноводных растений значитель­
но выше. Это обусловлено, во-первых, большей адсорб­
ционной поверхностью пресноводных растений, накапли­
вающих минеральные элементы из окружающей среды
преимущественно всей поверхностью. Во-вторых, более
низкие значения коэффициентов накопления радиоактив-
58
Таблица
26
Коэффициенты накопления радиоактивных изотопов
для разных видов пресноводных растений
Растение
Fe59
1
C1adophora fгacta К.
Cladophora g1ornerata К.
Mougeotia sp.
Spirogyгa crassa к.
Spirogyгa sp.
Chara sv.
Chara fragilis D.
Ceratophyllum demeгsum L.
Utгicu1aria vu1garis L.
Potamogeton natans L.
Potamogeton compressus L.
Potamogeton filiformis Р.
E1odea canadcnsis R.
Carex sp.
26 800
31 50:)
34000
1 G60
3 120
Среднее
14 300
1
СобО
7 425
4665
11 650
119 62;)
40000
15 600
6860
13 990
3 79.)
6 333
920
6 93'5
-
-
-
-
3490
4 59.5
30320
19 530
13 290
-
-
4 73.5
6 865
l
Cel44
11 670
2 120
6 535
-
-
/
35 600
31 000
.5 400
41 200
12 80()
4120
19 510
11 250
6 ()50
1 370
2 435
3 255
.5 300
6 730
-
-
У91
1
8 7.50
1 935
238 000
17 000
.5640
15 300
4 510
[148]
ных изотопоЬ у наземных растений безусловно связаны
с высоким содержанием минеральных солей в питатель­
ном растворе по сравнению с пресной озерной
водой.
И, наконец,
имеющиеся
раз,rшчия в концентрирующей
способностi;:I наземных и пресноводных растений связаны
с их биологическими особенностями.
Наиболее низкие
коэффициенты накопления
ляющие
лишь
десятые
и
Fe 59 ,
Со 60 , У 91 и Се 14 4, состав­
тысячные доли
единицы,
отме­
чаются при поглощении этих изотопов из почвы. Здесь
особенно четко
проявляется барьерная функция почвы
на пути миграции изотопов в биогеоценозе.
Почвы, характеризующиеся
высоким
содержанием
органического вещества, прочнее фиксируют изучаемые
Иqотопы,
чем
почвы
с
малым
содержанием
Неледетвне этого с увеличением содержания
почве
снижается
поступление
изотопов
в
гумуса.
гумуса
в
растения.
В опытах с Со 60 и Се 144 установлено, что с повыше­
нием содержания воды в почве от уровня
влажности за­
вядания до полной влагаемкости общий вынос радиоак­
тивных изотопов растениями увеличивается. Однако это
увеличение обусловлено лишь возрастанием
биомассы
растений на более увлажненной почве, а не изменением
59
Таблица
Коэффициенты накопления радиоактивных изотопов
27
для разных видов наземных растений (надземная часть)
Растение
1 Fe59
1
Со60
,В о д н ы е
Pisum sativum L.
Hordeum vulgare L.
1
y9r
Cel44
Литература
к -у л ь т у р ы
1
1 3~
~~
2~
14 / l~~ ~:r
.1_4_4_1_74- --17- --1: -,-----=-=---..:.:.:..::..___
Среднее
Почвенные
Pisum sativum
0,33
Vicia sativa
Triticum durum
Hordeum vulgare
Аvепа
0,35
0,01-;-0,02
sativa
О,
0,02
0,08
[214]
[108]
»
»
»
»
»
»
0,01
0,01
0,35
Куликов,
Молчанова:
(публ.
впервые)
>>-
0,02
-- --
[50, 108J
КулИков,
Молчанова:
(публ.
впервые)
То же
О,
Sonchus oleracea
Chenopodium alb·um
Tussu\ago farfarus
Poligonum lapathifolium
Alopecurus pratensis
Среднее
0,009
0,0003
0,080,02--0,23
-0,20
17
18
0,06
0,06
0,06
0,04
0,03
0,05
Phleum prateпse
TrИolium prateпse
Tr. repeпs
Agropyron repeпs
Puccinella Hauptiana
Festuca pratensis
F. rubra
F. arundinaceae
F. oviпa
Bromus inermis
Agropiron pectiniforme
Phaseolus vulgaris
Daucus sativus
культуры
0,03 0,080,02-0,80 -0,30
0,08
0,0.3
0,04
О,
18
Караваева.
Куликов,
Молчанова
(публ.
впервые~
То же.
»
от
»
0,01
0,01
0,01
0,02
0,0.3
. 0,02
»
»
»
0,05
[213]
[213]
концентрации кобальта и церия в растениях. Концентра­
ция
изучаемых
изотопов
в
растениях
остается
постоян­
ной при всех уровнях увлажнения.
Подвижность
растение
Fe 59 ,
значительно
Со 60 и У 91
в системе
увеличивается
ЭДТ А. Образуя с указанными
в
почва­
присутствии
изотопами
устойчивые
внутрикомплексные соединения, ЭДТ А лишает их спо­
<:обнос'!'и сорбироваться в почве.
В результате значи1ельно
увеличивается
их
концентрация
в
почвенном
растворе и повышается доступность растениям. На такой
механизм действия комплексанов указывают все прове­
деиные
нами
как в системе
опыты
по
изучению
почва- раствор,
подвижности
так
и
в
изотопов
системе почва
-
растение. На подвижность церия в системе почва- рас­
тение комплексов ЭДТА не оказал существенного влия­
ния, поскольку комплекс Се- ЭДТА в почве недоста~
точно устойчив к
процессам химического
и
биологиче­
ского разрушения.
В опытах с кобальтом отмечено закономерное сни­
жение его поступления в растения с увеличением избыт­
ка комплексона в среде (почве, питательном растворе).
Результаты специальных опытов дали основание пред­
полагать, что этот процесс может быть связан с нали­
чием в среде комплексных соединений ЭДТ А с другими
катионами, которые вступают в конкурентные взаимоот­
ношения с комплексом Со- ЭДТ А при поступлении его
в растениЯ. Это явление следует учитывать при исполь­
зовании хелатов в качестве микроудобрений, поскольку
избыток комплексона приведет к снижению поступления
микроэлемента
в растения
и, следовательно, к снижению
эффективности хелатного удобрения.
Наконец, в опытах с кобальтом
показано,
что его
накопление растениями находится в прямой зависимо­
сти от концентрации в среде. При этом комплексная фор­
ма кобальта накапливается при всех концентрациях ин­
тенсивнее, чем кобальт, внесенный в почву в виде про­
стой соли.
ГЛАВА
3
МИГРАЦИЯ И РАСПРЕДЕЛЕНИЕ
ЖЕЛЕЗА-59, КОБАЛЬТА-60, ИТТРИЯ-91'
И ЦЕРИЯ-144 В ПОЧВЕНИО-РАСТИТЕЛЬ­
НОМ ПОКРОВЕ ЕСТЕСТВЕННЫХ
БИОГЕОЦЕНОЗОВ
Из предыдущих глав видно, что факторы, оп­
ределяющие поведение элементов
в
простой
системе
(почва- раствор), в значительной степени влияют на их
поведение и в более сложных системах
(раствор~ рас­
тение и почва- растение). Однако соответствие резуль­
татов лабораторных и вегетационных опытов еще не да­
ст
оснований
для
прямой
экстраполяции
полученных
данных на реальные природные биогеоценозы. Поэтому
для
сравнения
поведения
радиоактивных
изотопов
о
модельных системах и в природных условиях была про­
ведена серия специальных опытов.
РАСПРЕДЕЛЕНИЕ РАДИОАКТИВНЫХ ИЗОТОПОВ
В
ПОЧВЕНИО-РАСТИТЕЛЬНОМ
ПОКРОВЕ
Описываемые в настоящем разделе
опыты
проведены в Ильменеком заповеднике
на двух участ­
ках: около озера Таткуль и в районе кордона Няшево
[116, 117]. Почвы на участках- бурые лесные супес­
чаные, близкие по химическому составу и механическим
свойствам (табл. 28 и 29). Участок у озера Таткуль рас­
положен в березаво-осиновом лесу. Первый ярус дре­
востоя- береза 60-,-80 лет, второй и третий ярусы­
осина. Подрост обильный высотой 50-60 см представ­
лен осиной пораелевого qроисхождения. Распределение
равномерное, возраст 2-4 года. Подлесок редкий высо­
той 50-60 с.м представлен ракитником (Cytisus rutheпi­
cus Fisch). Высота травяного покрова 25-30 см, общее
покрытие 60%. В составе травяного покрова встречают­
ся сныть (Aegopodium podagraria L.) и злаки (обильно),
василистник
ник (Galium
62
(Tnalictrum aquilegifolium L.), подмарен­
boreale L.), клевер (Trifolium medium L.),.
Таткуль
H}!llleiJO
---
:·.: часток
'
.
0:
5,9
6,6
5,4
5,8
6,0
0,~3
9,13
5,54
5,75
с
А
в
с
5,6
. 1 '98
'
1
1
'
1
4,7
-2,77
4,8
1 '43
4,60
4,82
1
1
Ofr
. '"
Гумус,
7' 70
9,80
Са
,
1
"1
4,75
Fe
30,95\ 4,41
36,721 2,63
5, 90 136,75\ 3,14
26,51\ 5,13
1
l ,961 1 ,59
2,051 2,13
13,15
1,07
6,99
6,93
1 '91
4,84 1 1,48
2' 44
16,75
1
1
1 ,84
1 Mg
J
о,9,
-
Са
5' 13
1
28
11 '90
, 9,48
А~~:а-,
Содержание,
на прокаленную навеску
27 '90)14' 74
30,1а
Si
%
__ __,__,___
3' 10
4,40
1 Mg
6,50 1 3,30
1"3' 80
j
основания,
мг-экв/100 г
Обменные
Ильменекого заповедника
4,5
4,5
5,0
4,9
водной солевой 1
в
t:: ""'
о о. "'
"'
рН вытяжки
А
'
.
...
= 8.~ s. .
g.
'"
.;
~ае
5,04
t-
о
о.
"'"'
о
:с
...
Химический состав почв
Т а блиц а
Т а блиц а
2!:1
Механический состав почв Ильменекого заповедника,
% сухого вещества
~
.Участок
Няшево
J
!
11-0,251 0,25-0,051 0,05-0,011 0,01-0,0051 0,005-0,0011 <0,0011 <0,01
А
в
с
А
Таткуль
Размер фракций, мм
в
с
31' 1 37,3
37' 1 37,2
45,6 38,1
12,6
11 ,2
7,6
16,8
23,2
16,5
13,1
8,6
19.5
42,1
49,1
47' 1
'
3,7
4,5
0,8
7' 1
9,1
3,2
6,9
0,4
4,3
17,7
14,0
8,3
5,3
2,3
4,9
8,6
5,2
5,5
13,6
8,8
5,4
27,6
16,3
15,8
вероника
(Veronica officinalis L.), герань (Geranium praтысячелистник (Achillea millefolium L.).
Участок в районе Няшево расnоложен на просеке в
<:основам лесу. Подрост сосны обильный, возраст 410 лет, высота до 70 C.!ft. Распределение равномерное.
Береза и лиственница встречаются редко. Подлесок пред­
tense L.),
ставлен ракитником. В травяном покрове имеются зла­
ки, брусника
(Vaccinium vitis- idaea L.), костяника
(Rubus saxatilis L.), купена (Poligonatum officinale
All.), кровахлебка (Sanguisorba officinalis L.), сочевич­
ник (Lathyгus vernus Bernh.), горец (Aconitum excelsum
Rchb.), герань (Geranium pratense L.), кошачья лапка
(Antennaria dioica Gaerth.), подмаренник (Galium boreale L.), тысячелистник (Acl1illea millefolium L.). Общее
локрытие 50-60%, высота 20-40 см.
Опыты проводили по следующей методике. На участках закла­
дывали экспериментальные площадки размером 1 Х 1 м, на которые
ранней весной, до появления растительности, путем поверхностного
полива вносили
Fe 59,
Со 60 , У 91 и Се 144 • Содержание изотопа состав­
ляло
~ 5 .мкюри на 15 л озерной воды на каждую площадку; ве·
совая концентрация Ю-8 М для иттрия и церия и 1G-5 М для же·
леза и кобальта. Опытные площадки с
Fe 59 , У 91 и Се 144 были разоб­
раны в 1<0нце первого вегетационного сезона (через 4 месяца), а с
кобальтом- через два года после постановки опыта. При разборке
опытных площадок учитывали массу надземной и корневой частей
растений, массу почвы в с.1оях по 5 c,Jt до глубины 25 см и лесной
подстилки. Активность различных частей растений определяли по
·обычной методикс после озоления растений, а активность почвы после
высушивания
до
воздушно-сухого состояния.
Приведеиные в табл.
"30
данные показывают, что над­
земная часть растений выносит на поверхность лишь де­
сятые или сотые доли процента от общего содержания
радиоактивных изотопов в эксперим.ентальной площадке.
В корнях задерживается
примерно в 1О раз больше
изотопов, чем в надземной части, а в подстилке их со­
держится
Некоторое
7,2-24,5%.
увеличение
содержа-
Таблица
30
Расnределение радиоактивных изотоnов в nочвенио-растительном
nокрове двух естественных биоrеоценозов,
общей активности
%
Компонент
.о
"
....
:>,
"'
"
1-
Надземная часть растений
Корни
Подстилка
Почва (всего)
no
слоям,
о
s"'
<!)
:r::"'
.о
"....
:>,
"'
"
1-
1
--
Cel44
о
.о
.о
<!)
"....
:>,
""'....
1-
1-
"'
~1 :r::
"'
"
:>,
"
0,27 0,39 0,04 0,25 0,03
2,85 9,50 32,36* 1,54 1,62
24,50 11 , 91 11 '70 7,20 22,30
72,38 78,20 55,90 91 ,01 76,05
0,06
1,64
20,30
78,00
36,92 40,60 50,20 75,01 61,40
18,26 18,80 3,20 8,30 6,07
6,41 13,80 1,40 6,30 4,29
7,50 4,40 1' 10 1,40 4,29
3,29 0,60
-
51 ,68
17,41
5,1 3
3,78
Высокое t.одержание кобальта объясняется слу-чайным
большого
--
CAt:
0-5
5-10
10-15
15-20
20-25
*
У91
Со60
Fe59
количества
корней
в
зоне
данной
-
скоплением
площадки.
ния Fe 59 и Со 6 а в подстилке
березаво-осинового леса
(Таткуль) по сравнению с подстилкой
хвойного
леса
(Няшево) объясняется различиями в составе материа­
ла, формирующего подстилку, и ее мощностью под по­
Jlогом лиственного .ТJеса.
Во всех случаях основное количество радиоактивных
изотопов сосредоточено в почве, в верхнем (0-5 см)
слое. При этом все изотопы в той или иной степени миг­
рируют и в более глубокие слои. Это особенно хорошо
видно в табл.
распределения
почвы.
Из
31, где приведены усредненные данные
Fe 59 , Со 6 а, У 91 и Се 144 в различных слоях
всех
изотопов наименьшей
подвижностью
в
почве в природных условиях обладает Со 6 а. Через два
года после внесения он на 86% удерживается в верхнем
5
Зак. 3638
65
Таблица
Распределение
радиоактивных
% общей
Глубина, см
0-5
5-10
10-1.5
15-20
20-2.5
изотопов
по
профилю
31
почвы,
активности
Fe59
С обО
Б! ,2
24,8
\3,0
7,8
3,2
85,9
7 ,.s
4,8
1,8
У91
Cel44
8i ,4
7,7
65,8
22,5
6,5
5,2
Б,5
:J,4
см слое почвы. Из остальных изотопов более под­
вижен Fe 59 .
Таким образом, в природных условиях, так же как
в лабораторных и вегетационных опытах, миграционная
способность Fe 59 в почве заметно выше, чем миграцион­
0-5
ная способность сова, У91 и Cei44.
ВЛИЯНИЕ РАСТИТЕЛЬНОГО ПОКРОВА
НА ВЕРТИКАЛЬtiУЮ МИГРАЦИЮ
РАДИОАКТИВНЫХ ИЗОТОПОВ В ПОЧВЕ
Результаты вегетационных опытов и опытов
на площадках естественных биогеоценозов показали, что
надземная часть растений выносит на дневную поверх­
ность лишь незначительную долю общего
содержания
сова, У 91 и Се 144 в почве, несколько большая часть
их задерживается в корне.вой системе растений.
Эти
Fe 59 ,
данные
роли
заслуживают
растительности
активных
изотопов,
внимания
в
в
процессах
связи
с
выяснением
рассеивания
загрязняющих
верхние
радио­
слои
почвы
[53, 111].
Для количественной оценки миграции были проведес
ны специальные опыты с сова и Се 144 по следующей ме­
тодике.
На однородном участке дерново-луговой почвы (химическая харак­
теристика приведена в табл. 2) вырезали почвенные монолиты раз­
мером 60Х75Х60 см и помещали их в лизиметрические установки
из нержавеющей стали. Верхний з;;~дернованный
слой почвы (0-
1О
см)
Н
поверхностный
путем
срезали,
просеивали
слой
и
почвы
затем
снова
(0-2
см)
помещали
первых
в
двух
лизиметры.
лизиметров
фракционированного полива при тщательном перемешивании
Со 60 С1 2 , а в последующие два- раствор Се 144 С1э.
вносили раствор
Общее количество внесенного в почву Со 60 составило
66
1,5,
а Се 1 44-
1,О мкюри на 1 лизиметр или соответственно 200 и 150 мккюриfкг
воздушно-сухой почвы в зоне первичного загрязнения.
После внесения радиоактивных изотопов в почву часть
лизиметров засевали семенами люцерны (Medicago sativa L.), а другую
часть в течение всего опыта поддерживали без растительности. Две
дополнительные лизиметрические установки без изотопов служили в
качестве
контро.~я
для
установления
JJозможного
влияния
·
внесенных
в почву излучателей на развитие растений.
Лизиметры размещали в траншее под открытым небо"'~·
ность почвы в
них поддерживали на
Влаж­
уровне полевой влагоемкости.
ОПыт с Со 60 длился в течение трех, а с Се 1 4 4 в течение двух вегета­
ционных сезонов. В конце I<аждого сезона количественно учитывали
массу надземной част~I растений н вынос ими радиоактивных изо­
топов из почвы. При разборке опыта в каждом почвенноы монолите
делали по l!етыре разреза, из которых послойно на разных расстоя­
ниях от зottьl nервичного загрязнения отбирали образцы почв. В ли­
зиметрах с растениями из ncex слоев почrJы отбирали корни, учи­
тывали их общую био~1ассу и радиоактивность. Таким споеобои по­
лучали картину распределения Со 60 и Се 1 44 в корневой систс11с рас­
тений и по слоям почвы с растите lЫIЫМ покровом и без него .
. Как показали результаты, использованные при прове­
дении опытов, количества Со 60 и Се 144 не о"казали замет­
ного дейсtвия
на
рост
и
продуктивность
растений по
сравнению с контролем.
В табл. 32 приведены данные по накоплению Со 60 и
Се 144 растениями в разные сезоны вегетации после вне­
сения изотопов. Можно заметить, что концентрация: Со60
в надземной части люцерны в первый сезон заметно вы­
ше, чем в последующие. В соответствии с этим коэффи­
циенты накопления, а также общий вынос кобальта рас­
тениями в первый сезон вегетации были несколько вы­
ше. Накопление церия растениями в первый и второй се­
зоны было практически одинаковым. Оба изотопа слабо
поступают в надземную часть растений. Коэффициенты
накопления не превышали тысячных долей единицы ( ес­
ли не учитывать
результатов первого
вегетационного се­
зона в опытах с кобальтом), а общий вынос надземны­
ми частями растений составил тысячные доли процента.
Н корнях, в зоне первично загрязненного слоя почвы,
коэффиЦиенты накопления радиоактивных изотопов на
порядок выше, чем в надземной части растений. Тем не
менее, общее содержание изотопов во всей корневой
системе составляет лишь сотые доли процента исходного
количества, и уже на ·глубине более 6 см они в корнях
не обнаруживаются. Следовательно, Соб 0 и Се 144 из по­
верхностного слоя почвы не только слабо накаплива­
ются в надземных частях растений, но и очень медленно
мигрируют по корневой системе, задерживаясь в основ-
5*
.67
г.)
г.)
(1965
( 1966
Второй
Третий
г.)
г.)
(1964
(1965
Первый
Второй
Церий-144
г.)
(1964
Первый
К о б а ль т-60
Сезон вегетации
.Накопление
1
Коэффи-
150
110
109,0
50
130,3
43,4
30
108,8
• г)
340
(мин.
имп
38,8
гj'лизиметр
щества,
0,004
0,005
0,002
0,001
0,010
коnления
хого ве- \активность, циент на-
Удельная
1
и
%.
111,9
0,007
98,5
-
-
на-
---
0,04р
119()
%
----
0,012
-
0,020
-
-
нис,
--
0,040
32
Содержа-
-
коплени я
циент
Коэффи-
-
940
-
-
(мин.·-:г)
гj'лизиметр
активность,
имп
ве-
щества.
xoro
удельная
Корни
люцерны
Масса су-
корнями
0,003
0,003
0,002
0,009
ние,
Содержа-
сезоны
частью
вегетационные
надземной
Надземная часть
Cet44
разные
и
в
Масса су-'
Со 60
Т а блиц а
ном в той части корней, которая находится в непосред·
ственном контакте с загрязненной почвой.
Распределение Со 60 и Се 144 по слоям почвы в .'шзи­
метрах без растений и с растительным покровом пред-
to2
7о
т
а
['\
5
\
\\
\\
\
3о
\
10 1
\\
\
\ l\
~"
'
7
\
\
5
\
'
\
\
\
1\·
'\
\
а
о,7
1\ ~
~
~
о.,5
1'\
~~~
\
\
о,J
\
10-1
о
J
~
5
i\
~
7
9
1
J
'
57101520
fit!JbUH01 C/1
Рис. 15. Вертикальное распределение Со 6 О и Се 14 4 в почве лизимет­
ров без растений (а) и с растениями (6):
-данные рядовых
Q, 6
измерений
содержания
кобальта
средние
и
церия
соответственно;
8.
А-
величины.
ставлено на рис. 15. Можно заметить, что в лизиметрах
без растений оба радиоизотопа прослеживаются до 810 см, однако церий промигрировал на эту глубину за
14 месяцев, в то время как кобальт- более чем за два
года. В лизиметрах с растениями под влиянием корне­
вой системы глубина, на которую проникал церий, до­
стигала 15-20 с.и; кобальт же,
несмотря
на гораздо
более длительный срок пребывания в почве, и в присут-
69
ствии растений остался в пределах все тех же
8-------'10
см·
от поверхности.
Специальная статистическая обработка
полученных
данных показала, что без растительного покрова харак­
тер распределения Со 60 и Се 144 в почве близок к экспо­
ненте,
при этом
составил
коэффициент диффузии для
а для
0,84 · 10-8 ,
В почве с растительным
тельное
ускорение
церия-
покровом
миграции
кобальта
см 2 /сек.
1,29 · 10-8
отмечено
незначи­
радиоактивных
изотопов;
характер их вертикального р~спределения в этом случае
выражается степенной функцией {114].
На слабую роль растительности в вертикальной миг­
рации Со 60 указывают и результаты опытов с внесением
этого изотопа в почву на разную глубину [105]. Макси­
мальный вынос кобальта надземной частью эксперимен­
тального фитоценоза, достигающий сотых долей процен­
та от внесенного в почву количества, наблюдается при
nоверхностном его внесении на г луб и ну до 1О см. При
внесении изотопа в более глубокие слои (10-30 и 30--
50
см)
вынос его снижается до тысячных долей процен­
та, а на глубине свыше 50 см кобальт ост<1ется практи­
чески недоступным для надземной части растений. Так
же как в лизиметрических опытах, Со 60 в этом случае
накапливается лишь той частью корневой системы расте­
ний, которая развивалась непосредственно в радиоактив­
ном слое почвы (табл. 33). Через :гр и года после внесе­
ния кобальт
практически
полностью оставался в тех
слоях почвы,
в которые был внесен первоначально, и
,лишь
незначительная
часть
его
мигрировала
в
смежные
нижележащие слои не далее 1О см.
·
Изложенный в датюм разделе материал показывает,
что скорость вертикальной миграции Со 60 и Се 144 в почве
очень невелика, причем церий, как и во всех предыду­
щих опытах, оказался несколько более подвижным, чем
кобальт. Трав~ной покров лишь в незначительной сте­
пени
ускоряет
миграцию
радиоактивных
изотопов
в
почве.
Итак, данные распределения Fe 59 , Со 60 , У 91
11 почвенио-растительном покрове естественных
и Cei44
биогео­
ненозов свидетельствуют о том, что и в природных усло­
виях железо и церий более подвижны, чем кобальт
н иттрий. Повышенная миграционная способность Fe 59 и
Cei44
обусловлена вероятнее
всего
физико-химической
формой этих изотопов в почвенном растворе. Как пока-
70
Таблица
33
Активность корневой системы экспериментального фитоценоза
110
слоям
почвы
и
активность
разных
слоев
почвы
через
три
rода
после внесения Со 60 , uмnj (мин· г сухого вещества)
Корневая система
Почва
1
Глубина внесения С обО,
слt
г.,убина. см
0-10110-30130-50150-70170-9010-10110-30130-50150-70170-90
30
2160
о
о
о 2750
о
о
о
о
о
о
130 2130
160 2140
о
о
о
о 1980
о
о
о 33SO
о
о
о
270 2190
о
о
о
100 2030
о
о 3100
о 2960
о
о
о
о
о
2;)0 1920
о
о
о
о
о
30 2240
90
о
о
о 1560
о
о
о 3300
о
190
о
о
60 3090
о
о
о
.о 4140
о
о
о
о
о
о
о
о
100
о
о
о
о
о
о
о
0-10
10-20
20-30
30-40
40-.50
50-бО
бО-70
70-80
80-90
90-100
зали лабораторные опыты
рактерных для
всех
(гл.
при рН=6 +
1),
исследованных нами
почв,
о
о
о
о
о
о
о
2620
3540
70
ха­
8,
микроко­
jiИЧества железа и церия частично переходят в несорби­
рующиеся формы, которые с большей скоростью пере­
мешаются с раствором. по почвенной колонке. По-види­
мому,
этот
миграции
виях,
механизм
определяет
радиоактивных
несколько
повышая
изотопов
тем
увеличение
и
самым
в
скорости
природных
и
усло­
поступление
их
в надземную часть растений.
В целом роль растений в вертикальном перераспре­
делении
радиоактивных
изотопов
в
почве
весьма
незна­
чительна. Общий вынос их надземной частью исследо­
ванных естественных фитоценозов колеблется (в зави­
симости от химического элемента, биомассы и состава
фитоценоза) в пределах от десятых до сотых долей про­
цента. При искусственном посеве люцерны вынос радио­
~ктивных изотопов кобальта и церия надземной частью
не
превышает тысячных
долей
процента
от
внесенного
в почву количества. В корневой системе эти изотопы на­
капливаются главным образом лишь в той ее части, ко­
торая
развивается
непосредственно
в
радиоактивном
слое почвы. За пределами этого слоя содержание радио­
активных изотопов в корнях резко снижается,
стоянии свыше
10
а
на
рас­
с.м от него они в корнях практически
не обнаруживаются.
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
Почвенио-растительный покров является од­
ним из основных биогеоценотических звеньев, откуда ра­
диоактивные
вещества, загрязняющие биосферу, начи­
нают сложный путь миграции с почвенио-грунтовыми во­
дами и по биологическим цепочкам. Поэтому изучение
механизмов
изотопов
в
перехода
системах
и
распределения
почва- раствор
ние представляет в настоящее время
радиоактивных
и
почва- расте­
важную задачу,
ре­
шение которой будет способствовать созданию научных
основ для прогнозирования судьбы радиоактивных ве­
ществ в различных экологических системах и разработ­
ки практических мероприятий по снижению или Ликви­
дации неблагаприятных nоследствий радиоактивных за­
грязнений. Кроме того, р~зу".mьтаты такого рода почвен­
но-радиоэкологических исследований могут представлить
и
более
широкий
интерес,
. П(}скольку
миграции химических элементdв
в
закономерности
почве
и
растениях.
вскрытые с помощью радиоt!ктивных изотопов, способ­
ствуют более г лубокому пониманию целого ряда процес­
сов
и
явлений,
которые
изучаются
соответствующими
разделами биогеохимии, почвоведения, физиологии рас­
тений и агрохимии.
Настоящая работа посвящена сравнительному изу­
чению поведения Fe 59 , Со 60 , У91 и Се 144 в системе поч­
ва- раствор -растение.
Первая часть исследований, проведеиная
торных
условиях,
характеризует
полноту
в лабора­
ноглощения
и
прочность фиксации радиоактивных изотопов различны­
ми почвами в зависимости от ряда факторов. Вторая и
третья части основаны на данных вегетационных опытов.
и
опытов,
проведеиных
на
экспериментальных
площад­
ках в естественных биогеоценозах. Эти разделы работы
72
дают
из
представление
почвы
в
о. переходе
растения
и
изучавшихся
о характере
их
изотопов.
распределения
в.
почвенио-растительном покрове.
Лабораторные опыты показали, что скорость и пол­
нота по г лощения (сорбции)
микроколичеств
железа,
кобальта, иттрия и церия почвой из водного раствора оп­
ределяются,
при
прочих
равных
условиях,
химической
прирадой элементов и не зависят от свойств почв. Эта­
обусловлено тем, что емкость поглощения любой из изу­
ченных почв была достаточно велика
для
фиксации
микроколичеств сорбционноспособных форм радиоизото­
пов, находящихся в растворе. Изменение рН раствора от
3 до 10 не влияет на полноту поглощения в почве Со 60
и У 91 , тогда как псrглощение
Fe 59 и Се 144 с повышением
значений рН заметно снижается. Последнее обстоятель­
ство, по-видимому, связано с. тем, что в щелочной среде
железо и церий переходят в коллоидные формы, ,плохо
сорбируемые почвой.
Сорбция микроколичеств кобальта,
зависит
и
от
содержания
алюминия;
она
в
растворе
снижается
тем
резче,
центрация этих элементов в исходном
низм
данного
соосаждения
явления,
и
вероятно,
адсорбции
иттрия
и
гидроокиси
чем
церия
железа
выше
кон­
растворе. Меха­
связан
с
радиоактивных
процессами
элементов
с
коллоидной гидроокисью железа и алюминия.
Наиболее полное поглощение железа и церия в почве·
отмечено при концентрации их в растворе I0-4 М; при·
более низких концентрациях в области нейтральных и
щелочных значений рН раствора поглощение этих эле­
ментов снижается. Кобальт и· иттрий практически пол-­
ностьЮ поглощаются почвой при всех изученных значе­
ниях рН и их концентраций в растворе.
В серии опытов с искусственными комплексанами ус­
тановлено,
радиоактивные
изотопы,
виде комплексных соединений,
что
в малой
находящиеся
в:
степени· погло­
щаются почвой. Эффективность комплексанов по отно­
шению
к
разным
радиоактивным
изотопам
находится
в.
прямой зависимости от .константы устойчивости внутри­
комплексных соединений.
Водные экстракты из растительного опада и раство­
римые
высокомолекулярные
почвы- гуминовые
снижают
кислоты
поглощение
органические
и
вещества
фу львакислоты-также
радиоактивных
изотопов
в
почве.
Это обусловлено как переходом изотопов в присутствии
73_;
-органических веществ в достаточно устойчивые,
римые комплексные
соединения,
так и
раство­
наличием в экст­
рактах повышенных концентраций других катионов.
Как показали результаты опытов по десорбции изо­
·топов различными катионами, прочность фиксации Fe 59 ,
СаБо, Y9I и Се 144 зависит не только от индивидуальных
свойств
изотопов,
но
и
от· физико-химических
особен­
.ностей почв. Во всех исследованных почвах
наиболее
прочно фиксируется Fe 59 ; остальные изотопы по степени
уменьшения прочности их закрепле·ния
в почве распола­
гаются в ряд: У 91 , Cei4 4 , СаБо.
Почвы по прочности фиксации в них всех четырех из­
лучателей
можно
расположить
в
ряду:
дерново-луго­
вая >чернозем> краснозем> дерново-подзолистая.
По­
.скольку эти почвы примерно в той же последовательно­
-сти
отличаются
муса
!1
органическое
-стицы
друг от друга
по
содержанию
в
них
гу­
илистой фракции, высказано предположение, что
вещество
снижают
и
мелкодисперсные
подвижность
илистые
радиоизотопов
в
ча­
почве.
{~пециальные опыты, проведеиные с почвами, в которых
-органическое вещество было разрушено,
подтвердили
это предположение. Прочность фиксации радиоактивных
изотопов
в
почвах,
лишенных
значительно ниже,
чем
органического
вещества,
в нативных почвах.
Среди различных катионов, Применявшихея в каче­
.стве десорбентов, для некоторых радиоа'ктивных изото­
пов выделены специфические вытеснители. Для Fe 59 та­
ким вытеснителем
является алюминий, для У 91 -медь
и железо, для Се 144 - железо. По отношению к кобальту·
десорбирующее действие катионов увеличивается в соот­
ветствии
с увеличением
их
Последнее свидетельствует
атомного
о
веса
и
валентности.
ионаобменном
механизме
фиксации этого изотопа в почве.
Повышенное десорбирующее действие специфических
вытеснителей объясняется тем, что в почве они вступают
преимущественно
в
такие
же
реакции,
что
и
вытесняе­
мые ими радиоактивные изотопы. Следовательно, катио­
ны- специфические вытеснители можно рассматривать
в качестве неизотопных носителей соответствующих ра­
.дноактивных
изотопов.
Установлено,
элементов
не
что
прочность
изменяется
центраций в почвах.
фиксации
широком
10-7-10- 6
изучаемых
диапазоне
Лишь при относительно
концентрациях, порядка
-74
в
их
кон­
высоких
.моль/г почвы, отме-
чt:но некоторое снижение доли десорбции железа, итт­
рия и церия.
Данные
хорошо
вегетационных опытов в
согласуются
ченными
при
с
изучении
основными
целом достаtочно
результатами,
подвижности
изотопов
в
полу­
системе
nочва- раствор. Так, большей подвижности Fe 59 в си­
стеме почва- раствор (обусловленной наличием в этих
условиях малосорбируемых форм железа) соответствует
большая
его подвижность
в
системе
почва- растение.
Это соответствие проявляется в большем по сравнению
-с другими изотопами поступлении Fe 59 в растения. Та­
кое соответствие данных лабораторных и вегетационных
опытов
позволяет
предполагать,
что
поступление
мик­
роколичеств железа, кобальта, иттрия и церия в расте­
ния в значительной мере зависит от степени их подвиж­
ности в системе почва- раствор. Последняя же, в свою
:очередь, определяется химическими свойствами радио­
активных изотопов, формой, в которой они находятся в
nочвенном растворе, а также физико-химическими осо­
бенностями почвы.· Поступление этих изотопов в расте­
ния зависит и от биологИческих особенностей последних.
Показано, что значения коэффициентов накопления
железа, кобальта, иттрия и церия у наземных растений,
nроизрастающих на жидкой питательной среде Кноппа,
на два-три
порядка
меньше,
чем у
пресноводных
расте­
ний. Еще меньшими коэффициентами накопления обла­
дают
наземные
растения,
-изотопы из почвы.
поглощающие
радиоактивные
Если коэффициенты
накопления у
пресноводных растений для
в среднем
тысяч
щих на почве,
разных изотопов достигают
единиц, то у
растений,
произрастаю­
они не превышают десятых или сотых до­
.лей единицы.
Приведенный пример показывает, какую
мощную барьерную функцию выполняет почва на пути
миграций
микроколичеств
химических
элементов
в
на­
земном биогеоценозе.
Изучено поступление радиоактивных
изотопов
ко­
бальта и церия в растения при разных режимах увлаж­
нения почвы. Эти данные показали, что с изменением
увлажнения
почвы
концентрация
изотопов
в
растениях
;Остается постоянной, хотя биомасса растений изменяет­
-ся при этом в довольно широких пределах. Общий вынос
изотопов
вы
растениями
возрастает
:Массы.
с
повышением
пропорционально
влажности
поч­
увеличению их био­
Установлено значительное
увеличение
поступлени~
микроколичеств железа, кобальта и иттрия в растения
при внесении этих элементов в почву в виде внутрикомп­
лексных соединений с ЭДТА. Здесь также наблюдается
хорошее соответствие между результатами лаборатор­
ных и вегетационных опытов. В лабораторных опытах
комплексов, снижая сорбцию радиоактивных изотопов;
в почве,
увеличивает
раствор,
а
в
их
подвижность
вегетационных
опытах
в системе почва­
этот
механизм
при­
водит к увеличению их поступления в растения. В веге,..
тационных опытах ЭДТА не оказывает заметного влия-·
ния на· подвижность Се 14 4, поскольку
комплекс
Се­
ЭДТА недостаточно устойчив в почве к процессам хими­
ческого и биологического разрушения.
С увеличением избыточных концентраций комплек­
сона в среде (почва, питательный
раствор)
отмечено
снижение накопления кобальта растениями. Предпола­
гается, что это явление связано с образованием при из­
бытке комплексона в среде его соединений с другими ка­
тионами, которые вступают с комплексом Со- ЭДТ А в.
конкурентные
их
взаимоотношения
растениями. Такую
в частности,
при
санов в качестве
в
процессе
поглощения
особенность следует учитывать,.
использовании
искусственных
микроудобрений,
так
как
комплек­
избыток
комплексона по отношению к микроэлементу в исходном
препарате
может
существенно
снизить
эффективность.
микроудобрения.
Наконец, нужно подчеркнуть, что данные завершаю-­
щей серии исследований, проведеиной на участках есте­
ственных биогеоценозов, в общем такЖе достаточно хо­
рошо согласуются с результатами лабораторных и веге­
тационных опытов. Железо и церий, будучи более под­
вижными
в
системе
почва- раствор,
в
природных
ус-·
ловиях оказались также более миграционноспособными,
чем иттрий и кобальт. Как выше отмечалось, в основе·
повышенной миграции железа и церия лежит
способ­
ность этих изотопов переходить в области
присущих
для многих почв значений рН в коллоидные формы, которые плохо сорбируются почвами.
·
Роль растительности
в вертикальном перераспреде­
лении радиоактивных изотопов железа, кобальта, ит­
трия и церия в почве оказалась весьма незначительной.
За один вегетационный сезон вынос их надземной мас­
сой растений (в зависимости от природы элемента, био-
7f.
массы и состава фитоценоза) составил лишь тысячные и
десятые доли
процента
от
внесенного
в
почвv количест­
ва. Корневая система травянистых растений также оч~нь
слабо влияет на смещение темпов миграции и распред~­
ления изотопов в почве. Об этом свидетельствуют как
данные
накопления
растений,
так
и
радиоактивных
данные
изотопов
вертикального
корнями
распределения
излучателей по слоям почвы.
Подводя конечный итог
всему
вышеизложенному,
необходимо отметить, что принятый
для
проведения
настоящей работы методологический
подход
сравни­
тельного изучения миграционной способности радиоакс
-тивных изотопов в важнейшем биогеоценотическо.м звене
почва- растение
путем
экспериментального
расчлене­
ния этого звена на более простые
системы
(почва­
раствор, почва -растение, почва- растительный пок­
ров естественного биогеоценоза) оказался вполне оправ­
данным. Как показали результаты выполненных иссле­
дований, подобный подход позволил
не только · дать
сравнительно феноменологическую
характеристику по­
ведения Fe5 9 , Со 60 , У 9 1 и Се 144
в
системах
различной
сложности,
но
и
вскрыть
в
отдельных
случаях
конкрет­
ные физико-химические механизмы, регулирующие под­
вижность
указанных
изотопов
в
этих
системах.
ЛИПРАТУРА
1.
2.
·Д о к у ч а е в В. В. Избранные сочинения. М., Сельхозгиз,
Вер н а д с кий В. И. «Изв. АН СССР. Сер. геол.», N2
1954.
1, 19
(1938).
Вер н а д с кий
В. И.
Биогеохимические очерки.
М.- Л .•
Изд-во АН СССР, 1940.
4. Вер н а д с кий В. И. Избранные сочинения. Т. 1. М., Изд-во­
АН СССР, 1954.
5. Ве-р н а д с кий В. И. Избранные сочинения. Т. 5. М., Изд-в<>
АН СССР, 1960.
6. Берг Л. С. Географические зоны Сове'fского Союза. Т. 1, 1947;
Т. 2, 1952. М., Географгнз.
7. С у к а ч е в В. Н. «докл. АН СССР», 47, 447 (1945).
8 .. С у к а ч е в В. Н. Основы теории биогеоценологии. М., Изд-вО>
АН СССР, 1947.
.
9. С у к а ч е в В. Н. В кн. «Труды второго Всесоюзного геогра­
фического съезда». Т. ·1. М., Географгиз, 1948, стр. 18>6.
10. С у к а ч е в В. Н. Предварительные программы стационарных
комплексных биогеоценологических
исследований.
Т. 3.
М.~
«Землеведение», 1950.
.
11. С у к а ч е в В. Н. В кн. «Программа н методИка биогеоценоло­
гических исследований». М., «Наука», 1966, стр. 7.
12. По л ы н о в Б. Б, В сб. «Географические работы». М., Географ"·
ГИЗ, 1952, СТр. 52.
13. По JI ы н о в Б. Б. Избранные труды. М., Изд-во АН СССР'.
3.
1956.
14.
К: уз и н А. М. Очерки по радиобиологии. М., Изд-во АН СССР~
1956.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
21.
( 1957).
78
.
К:узин А. М., Передельекий А. А. В кн. «Охрана при­
роды и заповедное дело в СССР». М., Изд-во АН СССР, 1956~
стр. 65.
О d и т Е. Р. ln: Conference on radioactive isotopes in agricи\ture. U. S. АЕС, report FШ, 1956, р. 95.
О d и т Е. Р. ln: Bio\ Bиll., 4(2), 27 (1957).
О d и т Е. Р.
ln: Fиndaтenta!s of eco\ogy. PhiladelphiaLondon, 1959, р. 452.
Передельекий А. А. «Ж. общ. биол.», 18, N2 1, 17 (1957).
Передельекий А. А. «Природа», N2 8, 27 (1958).
Т и м о ф.е е в-Ре с о в с кий Н. В. «Ботан. ж.», 42, N2 2, 162
22.
23.
24.
25.
21).
Т и м о феев-Ре с о в с кий
Н. В. Не1юторые проблемы ра­
диационной бногеоценологии. Доклад по опубликованным ра­
ботам, представленным для защиты ученой степени докт. биол.
наук. Свердловск, 1962.
По л и к ар по в Г. Г. Радиоэкология морских организмов. Под
ред. В. П. Шведова .. М., Атомиздат, 1964.
А л е к с ах и н Р. М. В кн. «Вопросы радиоэкологии». М., Атом­
издат, 1968, стр. 8.
Г у л я к и н И. В., Юд и н ц е в а Е. В. Радиоактивные продукты
деления в почве и растениях. М., Госатомиздат, 1962.
А л е к с ах и н Р. М. Радиоактивное загрязнение почвы и рас­
тений. М., Изд-во АН СССР, 1953.-
27., «Health Physics», 11, No. 12 (1965).
28. Radioactive fa11out, soil, plant, food, man. Ed. Ьу Е. В. Fow!eг.
Amsterdam, 1965.
29. Юд и н ц е в а Е. В., Г у л я к и н И. В. Агрохимия радиоактив.­
ных изотопов стронция и· цезия. М., Атомиздат, 1968.
30. Ш к о .11 ь н и к М. Я. Значение микроэлеыентов в жизни расте­
ний и земледелии. М.- Л., Изд-во АН СССР, 1950.
31. В ой н ар А. О. Биологическая роль микроэлементов в орга­
низме животных и человека. М., «Советская наука», 1953.
32. Трегуб е н к о И. П. «Тр. Ин-та биол. Уральск. фил. АН
СССР». Вып. 13, 1960, стр. 49.
33. S h а r о и Ь е е т Н. Н., М i 1 а d N. Е. Soil Sci., 101, No. 2, 130.
(1960).
34. N i s h i t а Н. et а\. Soil Sci., 81, No. 4, 317 (1956);
35. R h о d е s D. W. Soil Sci. Soc. Amer. Proc., 21, No. 4, 389'
(1957).
'
36. Кокотов Ю. А. и др. ·«Радиохимия», 4, 227 (1962).
37. Т и т л я н о в а А. А., Т и м о ф е е в а Н. А. «Тр. Ин-та биол.
Уральск. фил. АН СССР». Вып. 22, 1962, стр. 17.
38. М о л чан о в а И. В. <<Тр. Ии-та биол. Уральск. фиЛ. АН
СССР». Вып. 45, 1965, стр. 91.
39. М. о л чан о в а И. В., Т и т л я н о в а А. А. «Радиохимия», 7,
687 ( 1965).
40. Т и м о ф е е в - Р е с о ·в с к и й Н. В. и др. В кн. «Радиоактив­
ность почв и методы ее определения».
М.,
«Наука»,
1966,
стр. 46.
41. R о Ь i n s оn W. О. et а!. Geochim. et cosmochim. acta, 14,
No. 1, 2, 63 (1958).
42. Чу в е л е в а Э. А. и др. «Ж. физ. химии», 36, 825 (1962).
43. Щербин а В. В. «Геохимия», Ng 5, 54 (1956).
44. Б е у с А. А. «Геохимия», Ng 4, 307 (1958).
45. Виноградов А. П. «Геохимия», Ng 1, 3 (1961).
46. Виноградов А. П. «Геохимия», N2 7, 555 (1962).
47. Чу в е л е в а Э. А. и др. «Ж. физ. химии», 36, 1378 (1962).
48. Б а л а ш о в Ю. А. «Геохимия», Ng 2, 99 ( 1963).
49. У: е б о т и н а М. Я. Автореф. кандид. диссерт. Свердловск,
Ин-т экологии растений и животных. Уральск. фил. АН СССР,
1968.
50. М о л ч а н о в а И. В. Автореф. 'Кандид. диссерт.
Свердловск,
Ин-т экологии растений и животных. Уральск. фил. АН СССР,
1968.
К у л и к о в Н. В. «Почвоведение», Ng 12, 89 (1'960).
52. Куликов Н. В. «Почвоведение>>, Ng 6, 79 (1965).
51.
53.
.54.
.55.
Пор я д к о в а Н. А.,
А г а фон о в а С. В.
«Тр. Ин-та биол.
Уральск. фил. АН СССР». Вып. 45, 1955, стр. 107 .
Пей в е Я. В. Микроэлементы в жизни растений и животных.
М., Изд-во АН СССР,
1952.
.
К е др о в- 3 их м а и О. К В кн. «Применение изотопов в тех­
нике, биологии и сельском хозяйстве», М., Изд-во АН СССР,
1955, стр. 123.
56. К о в д а В. А. и др. Микроэлементы в почвах Советского Сою­
57.
-58.
за. М., Изд-во МГУ, 1959.
Пер е ль м а н А. И. Очерки геохимии ландшафта. М., Гео­
графгиз, 19ffi.
П е ре л ь м а н А. И. Геохимия ландшафта. М.,
Географгиз,
1961.
А фанась е в А. Н. «Почвоведение», N2 6, 31 (1930).
До с м а н о в а О. П. «Тр. Почв. ин-та АН СССР», 9, 67 ( 1934).
Род е О. А. Подзелообразовательный процесс. М.; Изд-во АН
СССР, 1937.
·62. Вер и г и н а К В. и др. В сб. «Проблемы советского почвоведения». Т. 11. М., Изд-во АН СССР, 1940.
63. Вер и r и н а К В. «Тр. Почв. ин-та АН СССР», 34, 190 (1950).
64. Веригина К В. «Тр. Почв. ин-та АН СССР», 41, 198 (1953).
65. Я р к о В· С. П. и др. «Почвоведение», N2 8, 466 ( 1950) .
. 66. Я р к о в С. П. Образование подзолистых почв. Докл. на V Меж­
дунар. конгрессе почвоведов. М., Изд-во АН СССР, 1954.
67. Келлер м а н В. В., Цюрупа И. Г. «Почвоведение», N2 1,
59.
60.
61.
74 (1962).
68.
69.
П о н о м а ре в а В. В. Теория подзалообразовательного
цесса. М.- Л., «Наука», 1964.
К а у р и ч е в И. С., Шиш о в а В. С. «Изв. ТСХА», N2
про­
4, 74
(1966).
70. А ар н и о
71. !( р ю к о в
:12.
73.
74.
А. А. «Почвоведение», N2 2, 3, 69 (1915).
И. А., А в с е е в и ч Г. П. «Тр. Ленингр. от д. Всесоюз­
ного ин-та удобрений и агромелиорации», 17, 56 (1933).
Вишняков А. П., Рабинович С. А. Там же, 36,42 (1935).
А н т и по в - К а р а т а е в И. Н. В кн. «Труды конференции по
генезису руд железа, марганца и алюминия». М.- Л., Изд-во
АН СССР, 1937, стр. 48.
С ер д о боль с кий И. П. «Тр. Почв. ин-та АН СССР», 31,
73 (1950).
.
75. Krumbein W. С., Garrels R. М. J. Geo\., 60, 1 (1952).
76. Н u Ь е r N. К, G а r r е 1 s R. М. Econ. Geo\., No. 48, 263 (1953).
77. Александрова Л. Н. «Почвоведение», N2 1, 14 (1954).
78. Александрова Л. Н. «Почвоведение», N2 9, i23 (1954).
79. В е с е л к и н а Р. В. «Изв. АН АзербССР. Сер. биол. и сельхоз.
наую>, 4, 83 ( 1959).
80. М а х о н и н а Г. И., М о л ч а н о в а И. В. «Научные докл.
Высшей школы. Сер. биол. наукИ>>, N2 4, 218 (1961).
81. Bloomfie\d С. J. Soil Sci., 4, No. 1, 5 (1953).
82. Bloomfield С. J. Sci. Food and Agric., 6, No. 11,611 (1955).
83. В 1 о о т f i е 1 d С. J. Sci. j'ood апd Agric., 6, No 11, 389 (1957).
84. К а у р и ч е в И. С., Н о з д р у н о в а Е. М. «Докл. Тимирязевск.
сельхоз. академии>>, 42, 129 ( 1952).
85. D e'L оn g W. А., S с h n i t z е r М. Soil Sci. Soc. Amer. Proc.,
19, 360 (1956).
86. К а у р и ч е в И. С.. «Докл. Тимирязевекой сельхоз. академии»,
31, 219 (1957).
S7. К а w а g и с h i К., К у и т а К. Soil and Plant Food, 5, 54
( 1959).
S8. L о s s а i n t Р. Com.pt. rend. Acad. Sci, colon, 247, No. 1, 106
(1958).
89. К а у р 11 ч е в И. С. и др. Доклады советских nочвоведов к
VII Междунар. конгрессу в США. М., Изд-во АН СССР, 1960,
стр. 137.
90. К а у р 11 ч е в И. С. и др. Доклады советских nочвоведов
к VIII Междунар. конгрессу nочвоведов.
М., «Наука», 1964,
стр. 58.
91. К о н о н о в :а М. М., Т и т о в а Н. А. «Почвоведение», .N'2 11, 81
(1961).
92. О а d е s J. N. Soils and Fertilisers, 26, No. 2, 69 (1963).
93. Миiт J. W. et а!. J. Soi1 Sci., 15, No. 2, 116 (1964).
94. В 11 н о гр а д о в А. П. Геохимия рассеянных и редких элемен­
тов в почвах. М., Изд-во АН СССР, 1950.
95. С к р ы н н и к о в а И. Н. В кн. «Современные почвенные про­
цессы в лесной зоне Европейской части СССР». М., Изд-во АН
СССР, 1959, стр. 50.
96. Дьяк о н о в а К. В. «Почвоведение», .N'2 6, 64 (1967).
'97. Т и т л я н о в а А. А. Автореф. кандид. диссерт. Свердловск,
Ин-т биол. Уральск. фил. АН СССР, 1963.
·98. Г л а г о л е в а М. А. Автореф. кандид. диссерт. М., 1961.
99. М о л ч а н о в а И. В. «Научные докл. Высш. школы. Сер. биол.
науки», N2 2, 201 (1965).
100. Чебот и н а М. Я., Т и т л я н о в а А. А. «Тр. Ин-та биол.
Уральск. фил. АН СССР». Вып. 45, Свердловск, 1965, стр. 85.
101. К у л и к о в Н. В. «докл. АН СССР», 133, N2 3, 698 (1960).
102. К у л и к о в Н. В. Автореф. кандид. диссерт. Свердловск, Ин-т
био.л. Уральск. фил. АН СССР, 1961.
103. Куликов Н. В. «Почвоведение», N2 4, 78 (1961).
104. К у л и к о в Н. В. В кн.: «Материалы IV Всесоюзного совеща­
ния
no
вопросам
применения
микроэлементов
в
сельском
зяйствен медицине». Киев, Изд-во с.-х. литературы УССР,
стр.
105.
хо­
1963,
466.
К у л и к о в Н. В. «Тр. ин-та биол. Уральск. фил. АН СССР».
Вып.
45, 1965,
стр.
97.
К у л и к о в Н. В. «Тр. ин-та экологии растений и животных
Уральск. фил. АН СССР». Вып. 61, Свердловск, 1968, стр. 21.
107. М о л чан о в а И. В. Там же, стр. 4.
106.
108.
109.
М о л чан о в а
Т и т л я н о в а
И. В. Там же, стр.
31.
А. А. и др. «Докл. АН СССР»,
126, .N'2 6, 1346
(1959).
Миронов Б. А., Караваева Е. Н. «Тр. ин-та экологии
растений
и
животных Урадьск.
фил.
АН СССР». Вып. bl,
Свердловск, 1968, стр. 35.
.
111. К у л и к о в Н. В. и др. «Тр. Ин-та биол. Уральск. фил. АН
СССР». Вып. 22, Свердловск, 1962, стр. 31.
Н2. К у л и к о в Н. В., Т и м о фее в а Н. А. «Почвоведение», N.! 4,
110.
70 (1965).
113.
Кули к о в Н. В., К о роб и ц ы н Н. М. «Тр. ин-та
растений и животных Уральск.
фил.
АН
СССР».
Свердловск,
6
Зак.
3638
1968,
стр.
экологии
Вып. 61,
47.
81
114.
Куликов Н. Б., Пискунов Л. И. «Агрохимия»,
(1969).
115.
bl'6.
Караваева Е. Н. и
М а х о н и н а Г. И. и
N2 2, 109'
.
др. «Радиобиология», 10, 3, 474 (1970).
др. «Докл. АН СССР», 133, N2 2~
484 (1960).
117.
118.
119.
120.
121.
Мах о н и н а Г. И. и др. «Тр. Ин-та биол. Уральск. фил. АН
СССР». Бып. 45, 1965, стр. 121.
К а w а s е К. et а]. J. Soil Sci., 30, 156 (1959).
Jacobs D. С. Health physics, 4, No. 2,157 (1960).
Schu1;;; R. К. et а!. Soil Sci., 89, No. 1, 16 (1960).
Darab К., Schonfe'Id L. Agrokem es talaj., 10, No. 4, 26f
( 1961).
122. К о к о т о в Ю.
. (1962).
123. Тю р ю к а н о в
124.
125.
126.
127.
128.
А.,
Поп о в а Р.
Ф.
«Радиохимия»,
6,
328,
а Э. Б. Б к н. «Радиоактивность почв и методьt
ее определения». М., «Наука», 1966, стр. 36.
Kevi n С. et al. Soi1 Sci., 95, No. 6, 392. (1963).
С т ар и к И. Е. Радиохимия. Л., Изд-во АН СССР, 1959.
С т ар и к И. Е. Основы радиохимии.
М.- Л.,
Изд-во
АН
СССР, 1960.
Filip,avic Z. et а!. Soil Sci., 91, No. 2,147 (1961).
Б ер д н и к о в А. И., О ре ш к о Б. Ф. «Радиохимия», 5,
39(}
( 1963)
129.
Б ер д н и к о в А.
(1965).
130.
131.
132.
И.,
О ре ш к о Б. Ф.
«Радиохимия»,
7,
494-
.
i е r G. Anna1s of the Agronomy, 8, 34 ( 1937).
Б а r Ь
Страх о в Н. М. Железорудные фации и их аналогии в исто­
рии Земли. М., Изд-во АН СССР, 1947.
D а k s с h i nа т u r t i С., М i t а 1 О. Р. Geochim. et cosmochim
acta, 25, No. 3, 261 (1961).
133.
134.
135.
1.36.
Ефимов Б. Н. «Докл. АН СССР», 138, N2 Q 435 (1961).
Чу х ров Ф. Б. Коллоиды в земной коре.
М.,
Изд-во АН
СССР, 1955.
Кудрин С. А. «Почвоведение», N2 6, 88 (1966).
К а у р и ч е в И. С. и др. «Изв. Тимирязевекой сельхоз. академии»,
137.
138.
139.
140.
141.
142.
143.
144.
145.
146.
147.
N2 6, 145 (1968).
Kubota J. Soil Sci., 85, No. 3,130 (1958).
А n t оn i n i 1. Agric. Chemica1s, 9, No. 11, 560 (1954).
Б о u 1 d G. Agric. Rev., 1, No. 1, 55 (1955).
Wallace А. et а]. Soil Sci., 8,101 (1955).
Wallace А. et а!. Proc. Amer. Hortic. Sci., 65 (1955).
Wallace А. et al. Soil Sci., 84, No. 1, 27 (1957).
Н i g d оn R. L. West Fruit Grower, 10, No. 2, 21 (1956).
Б е а r F. Е. Soil Sci., 84, No. 1, 38 (1957).
К r о 11 Н. Ibld., р. 42.
S t е w а r d J., L е оn а r d С. D. Ibld., р. 87.
Ч ур б ан ов
Б. М., А л е к с е е в а Д. М. «Агрохимия»,
N2 3.
98 (1967).
148.
Т и м о фее в а· Ре с о в с к а я
Е.
А.
Распределение радиоизо­
топов по основным компонентам nресноводных водоемов.
Ин-та биол. Уральск. фил. АН СССР». Бып. 30, 1963.
Е ss in gt
1 (1966).
150. N i s h i t а
. (1967).
149.
82
оn Е. Н.,
Н.,
Е
Nish it
ssingt
а Н.
оn Е. Н.
«Тр.
Plant. and Soil, 24, No. 1.
Soil
Sci., 103, No. 3, 168
Т о d о r о v i с L., F i 1 i р А. In «lsotope and Radiation Technical Soil Physic and Irrigation Studies», Vienna, 1967, р. 43 .
.152. В j е r r u т J. et al. Stabllity Constants. London, 1957.
153. Симаков В. Н. «Почвоведение», N2 2,156 (1929).
154. Кр а в к о в С. П. «Почвоведение». М.- Л., Сельхозгиз, 1934.
155. Роде А. А. «Почвоведение», .N'2 7, 9 (1964).
156. Поиомарева В. В. «Почвоведение» . .N'2 11,638 (1949).
157. М а н с к а я С. М., Дрозд о в а Т. В. В кн. «Применение мик­
роэлементов в сельском хозяйстве и медицине».
Рига, 1959,
.
стр. 78.
158. S с h n i t z е r М., D е' L оn g W. А. Soil Sci. Soc. Атеr. Proc.,
19, No. 3, 363 (1955).
159. А л е ксандров а Л. Н., Н а д ь М. «Почвоведение», ,N'g 10, 21
(1958).
160. В оn d J., J оn е s Т. 1. Proceeding Faraday of the Society, 5,
1310 (1959).
161. N i g h t i n g а 1 Н. J., S т i t h R. L. Soil Sci., 103, No. 4, 261
(1967).
162. К а у р и ч е в И. С., Н о з др у н о в а Е. М. «Почвоведение»,
.N'2 1О, 1О ( 1961).
·163. S с h n i t z е r М. J. Soil Sci., 10, No. 2, 300 (1959).
164. К е е N. S., В 1 о о т f i е 1 d С. Geochiт. et Cosmochiт Acta, 4,
No. 3-4, 361 (1961).
.
165. Волкова М. Я., Маханина Г. И. Доклады 1-й научной
' конференции молодых
специалистов-биологов.
Свердловск,
Уральск. фил. АН СССР, 1962, стр. 3.
166. В о л к о в а М. Я. и др. «Почвоведение», .N'2 3, 52 ( 1964).
167. L е е s L. Biocheт. J., 46, 450 ( 1950).
1:68. М i 11 s С. F. Biocheт. J., 57, No. 4, 376 (1954).
169. S с h 1 i с h t i n g Е. Z. Pflanzenerпiihr, Diing. Bodenkunde, 69,
No. 1/3, 134 (1955). ·
170. Wo!ff С. et а1. Experienta, 9, No. 11,461 (1955).
171: Beres Т., Kuraly 1. Z. Pflanzenerniihr, Dii.ng., Bodenkunde,
87, No. 1, 16 (1959).
·.
172. В е с k w i t h R. S. Nature, 184, No. 4687, 1300 (1959).
173. А л е к с а н др о в а Л. Н. В сб. «Проблемы почвоведения». М.,
Изд-во АН СССР, 1962, стр. 77.
174. Дрозд о в а Т. В., Е м е ль я н о в а М. П. «Докл. АН СССР»,
131, ,N'g 3, 651 (196()).
175. Рыдалевская М. Л.,
Терешенкова И. А.
«Вести.
Ленингр. ун-та», .N'2 15, 138 (1961).
176. Дьяконова К. В. «Почвоведение», .N'2 7, 19 (1962).
177. Randhawa N. S., Broadbent F. Е. Soil Sci., 99, No. 6,
.
421 (1965).
178. Т а t s u k а w а R., F r а n с 1 i n R. Е. Soil Sci. Soc. Атеr.
Proc., 90, No. 4, 460 (1900).
179. Coulson С. В. et а!. J. Soil. Sci., 11, No. 1, 20 (1960).
180. D е D а t t а S. К. et а!. Soil. Sci., 103, No. 1, 47 (1967).
181. Lutwich L. Е. et а!. Scieпt. Agric., 32,603 (1952).
182. А t k i n s оn Н, J., W r i g h t J. R. Soil Sci., 84, No. 1, 24 (1957).
183. Н i т е s F. L., В а r Ь е r S. А. Soil. Sci. Soc. Атеr. Proc., 21,
No. 4, 368 (1957).
184. А н тип о в- К ар а т а е в И. Н., Цюрупа И. Г. «Почвоведе­
ние», .N'2 8, 1 (1961).
151.
6*
8.З
Г е др ой ц К. К. Почвенный поглощающий комплекс, растение
и удобрение. М.- J1., Сельхозгиз, 1935.
186. Гинзбург И. И., По н о мар е в а И. И. «Изв. АН СССР.
Сер. геол.». Вьт. 2, 1961 (1940).
187. Журавле в а Е. Г. «Почвоведение», .N'2 12, 12 (1965).
188. R е d i s k е J. Н., S е 1 d е r s А. А. Атеr. J. Bot., 41, No. 3,
185.
276 (1954).
189. R о т n е у Е. М. et а!. Soil Sci., 83, No. 5, 369 (1957).
190. Vose Р .. Koontz Н. «Hilgardia», 29, No. 12, 575 (1960).
191. G r а h а т Е. R.. К i 11 i оn D. D. Soil Sci. Soc. Атеr. Proc., 26".
No. 6, 425 (1962).
192. К вар а ц х е л и а. Н. Т.,
Ар н а у т о в Г. Н . «Сообщ.
АН
ГрузССР». Вьш. 36, .N'2 З, 215 (1 964).
193. Ю д и н ц е в а Е. В. и др. «Агрохимия», .N'2 1, 75 (1969).
194. Т s u n Т i е n С h а о et а!. Soil .Sci. Soc. Am.~r. Proc., ~8.
No. 1, 43 (1962).
195. Е т т е r t F. Н. Physiol. p1antaruт, No. 3, 271 (1963).
196. К u Ь о t а J. et а!. Soil Sci. Soc. Атеr. Proc., 27, 679 ( 1963).
197. С а т к л и ф ф Д. Ф. Поглощение минеральных солей растения­
ми. М., «Мир», 1964.
198. Па в л о цк а я Ф. И. и др. В кн. «Радиоактивность почв и ме­
тодьi ее определения». М., «Наука», 1966.
199. Schulz R. К. et а!. Нilgardia, 28, No. 17,457 (1959).
200. N i s h i t а Н., Я а w t h о r е Н. А. Soil Sci., 103, No. 5, Збt
( 1967).
201. М а s u j а т а Н. Soil Science and P!ant Nutrient, 9, No. 4.
178 (1963).
202. D е К о с k Р., М i t с h е ll R. L. Soil Sci., 84, No. 1, 55 (1957).
203. Beckwitch R. S. J. Agric. Eng. Res., 9, No. 1, 23 (1958) ..
204. К ар т а ш е в а Е. Р. «Сельскохозяйственная биология», 3, ,N'g 2.
173 (1963).
205. В е r i n g е r Н. Z. Pflanzenerniihr, Di1ng., Bodenku,rde, 100.
No. 1, 22 (1963).
206. Е s s i n g t оn Е. Н. et а\. Soil Sci., 94, No. 2, 96 (1962).
207. Essington Е. Н. et al. Soil Sci., 95, No. 5, 278 (1963).
208. С е м е н о в Д. И., Трегуб е н к о И. П. «Тр. Ин-та биол.
Уральск. фил. АН СССР». Вьш. 9, 1957, стр. 20.
209. S с h т i d W. Е., G е r 1 о f f G. С. Plant Physiol., 36, 226 (1961 ).
210. Tiffin L. 0., Brown l. С. Science, 135, No. 3500,311 (1962) •
. 211. Tiffin L. О. Plant Physio\., 41, No. 3, 510 (1966).
212. Tiffin L. 0., Lee О. Plant Physiol., 42, No. 10, 1427 (1967).
213. N е е 1 J. W. et. al. U. S. Atoтic Energy Coтm.on Technical Inforтation Service Oak Ridge Tenn. U .C.L.A., 247, 41 ( 1953).
214. N i s h i t а Н. et c.l. ln: «Radioactive Fallout, Soil, Plaпt, Food,
Man». Ed. Ьу Е. В. Fowler, Aтsterdam, 1965, р. 55.
ОГЛАВЛЕНИЕ
3
5
Предисловие
Введение
Гл ав а
1.
Распределение
:щ.елеза-59,
кобальта-60, иттри.я-91
и церия-144 в системе почва- раствор
Поглощение
радиоактивных
11
изотопов
в
зависи-
мости от свойств почв .
Влияние рН
12
раствора и концентрации изотопных
носителей на поглощение радиоактивных изо-
топов почвой
16
Влияние стабильных
ния
на
изотопов железа
поглощение
и
радиоактивных
алюмиизотопов
23
почвой
Влияние
искусственных
комплексанов
на
погло-
щение радиоактивных изотопов почвой
Влияние
водных
опада
на
поглощение
пов почвой
Прочность
экстрактов
из
26
растительного
радиоактивных
изото-
.
29
фиксации радиоактивных
изотопов
в
почве
Гл а в а
2.
Миграция
та-50,
33
и
распределение
иттрия-91
растение
и
железа-59,
церия-144
в
системе
кобаль­
почва-
.
45
Накопление ра~иоактивных
изотопов
растениями
из почвы и питательных растворов
Влияние свойств почвы на накопление
45
радиоак-
тивных изотопов растениями
47
Накопление радиоактивных изотопов растениями
в
зависимости от влажности почвы
Влияние
ЭДТА
на
поглощение
50
радиоактивных
изотопов растениями из почвы
53
85
Гл а в а
3.
Миграция
и
распределение
та-60, иттрия-91
тельном
железа-59,
и церия-144
в
покрове естественных
Распределение
радиоактивных
кобаль­
почвенио-расти-
биоrеоценозов
изотопов
в
62
поч-
венио-растительном покрове
·52
Влияние растительного покрова на вертикальную
миграцию радиоактивных изотопов в почве
66
Заключение
72
Литература
78
Молчанова Инна Владимирсвнс.
Куликов Николай Васильевич
Радиоактивные иэотопы в системе почва -
растение
Реда,ктор Л. В. Лещинская.
Художественный редактор А.
Обложка художника Е. В.
Технический редактор С. А.
С. Александров.
Терехова.
Бирюкова.
l(орректор Л. В. Галкина
Сдано в набор
6fVIII 1971 г.
Подписано к печати
Т-30214. · Формат 84 X,I08j32.
Бумага
типографская N• 1. Уел. печ. Ji. 4,62.
Уч.-иэд. л. 4,49.
Тираж 1250 экэ.
Цена 46 коп.
За к. иэд. 69261.
Зак. тип. 3638
30 JXII 1971 г.
Атомиэдат,
103031, МоскJ;~а,
К:-31, ул. ЖданоJ;~а,
5/7.
ВНИМАНИЮ ЧИТАТЕЛЕй!
На складах Союзкниги
и Атомиздата имеется следую­
щая литература:
РАдИОЛОГИЯ. РАДИОБИОЛОГИЯ.
РАДИАЦИОННАЯ ГИГИЕНА
Бак
3.
Химическая защита
от
ионизирующей радиации.
Перев.
с англ. 1968, 260 стр., 1 р. 512 к.
Вопросы гигиены труда
на урановых рудниках и обогатительных
предприятиях. Сб. статей, 1971, 116 стр., 62 коп.
1( л е м пар с к а я Н. И. и др. Радиоактивные изотопы и иммуни­
тет. 1969, 184 стр., l руб.
Ром а н ц е в Е. Ф. Радиация и химическая
защита. Изд. 2. 1968,
246 стр., 1 р. 61 к.
С в ер д л о в А. Г. Опосредованное действие ионизирующего излу­
чения.
1968, 267
стр.,
1
р. 5б к.
С е б р а н т Ю. В. Биологическое действие
внешнего
бета-облуче­
ния. 19•70, 109 стр., 72 коп.
Современные проблемы радиобиологии. Т. I. Пострадиационная ре­
парация. 1970, 335 стр., 2 р. 40 к.
Су мар у к о в Г. В. Окислительное равновесие и радиочувствитель­
. ность организма. 1970, 102 стр., 57 коп.
Т и м о фее в · Р е с о в с кий Н. В. и др. Применеине принципа по­
паданий в радиобиологии. 1968, 266 стр., 1 р. 12 к.
Ш в е д о в В. П., П а т и н С. А. Радиоактивность океанов и морей.
1968, 271 стр., 1 р. 44 к.
Заказы на книги принимает магазин .N2 8 (Москва, Центр,
ул; Петровка, 15, Книжный магазин М 8, Книга-почтой) или Атом­
издат (Москва, 103031, ул. Жданова, 5j7, Атомиздат).
АТОМИЗДАТ