Калмыкова Екатерина Юрьевна. Радионуклиды и тяжёлые металлы в почвенных разнообразиях Орловской области

2
3
СОДЕРЖАНИЕ
Введение ................................................................................................................................................................ 4
ГЛАВА I. ЛИТЕРАТУРНЫЙ ОБЗОР ............................................................................................................ 6
1.1.Радионуклиды .............................................................................................................................................. 7
1.1.1. Радионуклиды в почвенных разнообразиях...................................................................................... 7
1.1.2. Миграция и механизмы взаимодействия радионуклидов с почвой ............................................. 10
1.1.3. Радиоактивное загрязнение почв Орловской области ................................................................... 14
1.2. Тяжелые металлы ..................................................................................................................................... 15
1.2.1. Тяжелые металлы в почвенных разнообразиях .............................................................................. 15
1.2.2. Глобальное и региональное загрязнение почв................................................................................ 17
1.2.3. Миграция тяжелых металлов в почве .............................................................................................. 21
1.2.4. Содержание тяжелых металлов в почвах Орловской области ...................................................... 23
ГЛАВА II. УСЛОВИЯ И ФАКТОРЫ ПОЧВООБРАЗОВАНИЯ ОРЛОВСКОЙ ОБЛАСТИ ............. 26
2.1. История изучения почвенного покрова Орловской области................................................................ 26
2.2. Почвенный покров Орловской области ................................................................................................. 26
2.3. Факторы почвообразования в Орловской области................................................................................ 29
ГЛАВА III. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ПРОВЕДЕНИЯИССЛЕДОВАНИЯ ............................................ 37
3.1. Объекты исследования............................................................................................................................. 37
3.2. Методика исследования ........................................................................................................................... 38
ГЛАВА IV. ИССЛЕДОВАНИЕ ПОЧВ И СЕЛЬСКОХОЗЯЙСТВЕННОЙ ПРОДУКЦИИ,
ВЫРАЩЕННОЙ НА ТЕРРИТОРИИ ОРЛОВСКОЙ ОБЛАСТИ ........................................................... 40
4.1. Обследование почвенного разнообразия по районам на плотность загрязнения цезия-137 и
стронция-90 ...................................................................................................................................................... 40
4.2. Обследование типов почв Орловской области по районам на агрохимические показатели ............ 48
4.3. Обследование почвенного разнообразия по контрольным точкам на плотность загрязнения цезия137 и стронция-90 ............................................................................................................................................ 57
4.4. Обследование типов почв Орловской области по контрольным точкам на агрохимические
показатели ........................................................................................................................................................ 62
4.5. Обследование продуктов сельского хозяйства, выращенных на данных контрольных точках ...... 65
4.6. Миграция Cs137 и Sr90 из почвы в сельскохозяйственные культуры и их взаимосвязь ...................... 69
4.7. Содержание тяжелых металлов в разных типах почв ........................................................................... 72
4.8. Технологии восстановления почв от загрязнения тяжелыми металлами и радионуклидами .......... 81
Выводы: .............................................................................................................................................................. 82
Списоклитературы............................................................................................................................................ 86
4
ВВЕДЕНИЕ
Загрязнение окружающей среды в настоящее время возрастает с каждым
годом, из-за этого решение многих экологических проблем становится
актуальным.
Поступление
радионуклидов
и
тяжелых
металлов
(ТМ)
в
окружающую среду оказывает не только негативное воздействие на почву, но и на
растительность, а также представляет угрозу для здоровья человека. Многие
тяжелые металлы в своем составе содержат не только стабильные, но и
радиоактивные изотопы. Загрязнение радионуклидами и тяжелыми металлами
может иметь сходные закономерности [29].
В 1986 г. после аварии на Чернобыльской АЭС почти 2 млн. га. земель
сельскохозяйственного
назначения
оказались
загрязнены
радионуклидами
[23,127].В Орловской, Тульской, Брянской и калужской областях зафиксирован
наибольший уровень загрязнения радионуклидами и составляет 29 % от всех почв
данных регионов [77,78]. Сокращение пахотных площадей, прямое негативное
влияние
на
человека,
животных
и
растений
–
отрицательный
фактор
радиоактивного загрязнения.
Цезий
137
и
стронций
90
являются
основными
радионуклидами
определяющим уровень загрязнения почв Орловской области. За прошедшие годы
естественный распад радионуклидов привел к существенному снижению
радиоактивного фона [16,73,79].
Также после 30 лет после аварии с остаточным количеством радиации
связанно и содержание тяжелых металлов, в некоторых случая превышающим
предельно допустимую концентрацию(ПДК). Основными металлами в почве
орловской области являются Zn, Cu, Pb, Cd. На живые организмы низкие дозы
радиации и слабые концентрации тяжелых металлов оказывают не менее, а
иногда существенные действия [28,71,101].
В своей работе на основании экспериментальных данных полученных при
обследовании почв Орловской область мы пытаемся провести мониторинг
состояния почвенного покрова на содержание
радионуклидов и тяжелых
5
металлов в почвенных разнообразиях, а также на содержание радионуклидов в
растениеводческойпродукции, выращенной на данной почве.
Цель исследования:провести агроэкологический мониторинг почвенных
разнообразий на содержание радионуклидов и тяжелых металлов в почвенных
разнообразиях в Орловской области. Также произвести анализ на содержание
радионуклидов в сельскохозяйственной продукции выращенной на данных
почвах.
Для достижения поставленной цели необходимо решить следующиезадачи:
1.
Произвести обследование почвенного разнообразия на плотность
загрязнения цезия-137 и стронция-90;
2.
Изучить
почвенные
разнообразия
Орловской
области
на
агрохимические показатели;
3.
Произвести
обследование
продуктов
сельского
хозяйства,
выращенных на данных почвах;
4.
Определить
взаимосвязь
выноса
Cs137
и
Sr90
из
почвы
в
сельскохозяйственные культуры;
5.
Провести анализ на содержание тяжелых металлов в разных типах
6.
Определить
почв;
технологии
восстановления
почв
от
загрязнения
радионуклидами и тяжелыми металлами.
Предмет
исследования:радионуклиды
и
тяжелые
металлы,
сельскохозяйственная продукция, выращенная на данной почве.
Объекты исследования:
радиоактивность
и
токсикология
почв,
сельскохозяйственная продукция,выращенная на почвах Орловского района.
Методы исследования: экспериментальная работа осуществлялась по
общепринятым
рекомендованным
методикам,
регламентам
и
ГОСТам.
Статистическую обработку проводили методом дисперсионного анализа по
Доспехову Б.А.
Научная новизна работы: были систематизированы данные за три года
исследования (2013 – 2015гг.) на загрязненных почвенных разнообразиях
6
радионуклидами и тяжелыми металлами Орловской области, а также на
содержание радионуклидов в сельскохозяйственной продукции выращенной на
ней.
Работа
Апробирована
в
2017г.
в
«Орловском
Государственном
Университете им. И.С. Тургенева» на «Неделе науки».
Практическая значимость:систематизированные данные о содержании
радионуклидов и тяжелых металлов на почвенных разнообразиях Орловской
области, а также содержание радионуклидов в сельскохозяйственной продукции,
выращенной на данных почвах, за период 2013 – 2015гг. позволяют отметить
тенденцию к изменению концентрации радионуклидов и тяжелых металлов в
почвенных разнообразиях, принять агроэкологические методы по использованию
сельхозугодий.
ГЛАВА I. ЛИТЕРАТУРНЫЙ ОБЗОР
7
1.1.Радионуклиды
1.1.1. Радионуклиды в почвенных разнообразиях
Вскоре после открытия А. Беккерелем в 1896 г. радиоактивность начали
изучать в России. На страницах«Журнала русского физико-химического
общества» (ЖРФХО) в этом же году появилась запись о том, что русские ученые,
заинтересовавшисьоткрытием А. Беккереля, сразу же попытались воспроизвести
его опыты[67, 130].
В почвах присутствуют практически все известные в природе химические
элементы, в том числе и радионуклиды.
Радионуклиды– химические элементы, способные к самопроизвольному
распаду с образованием новых элементов, а также образованные изотопы любых
химических элементов. Следствием ядерного распада является ионизирующая
радиация в виде потока альфа-частиц (поток ядер гелия, протонов) и бета-частиц
(поток электронов), нейтронов, гамма-излучение и рентгеновское излучение. Это
явление получило название радиоактивность[12].
Ряд авторов [20,111] считают, что:«Радиоактивность почв обусловлена
присутствием в них широкого набора радиоактивных элементов естественного и
антропогенного
происхождения.
Она
выражается
количеством
ядерных
превращений (распадов) в единицу времени. В качестве единицы измерения
количества радиоактивности применяется в системе СИ—беккерель (1 Бк = 1
распад/с) или используется специальная единица активности — кюри (1 Ки =
10
3,7•10 Бк)».
Радиоактивность почв обусловлена содержанием в них радионуклидов.
Различают искусственную и естественную радиоактивность.
В настоящее время известно более 1300 искусственных радионуклидов, из
которых наибольшую опасность представляют изотопы
90
Sr,137Cs,
144
Ce. Период
полураспада у стронция – 28 лет, у цезия – 30 лет.
Григорьян Б.Р., Кулагина В.И. [54] выявили, что: «В почву искусственная
радиация поступает в виде отходов атомной промышленности, в результате
8
термоядерных и атомных взрывов, в результате аварий на атомных предприятий,
с внесением фосфорных удобрений, так же с зольными выбросами тепловых
электростанций, работающих нагорючих сланцах и угле, содержащих полоний,
радий,уран, торий».
Радиоэлементы
разносятся
дождевыми
и
талыми
потоками,ветром,
расширяя зоны радиоактивных загрязнений почвенного покрова и природных вод,
подвергая радиоактивному облучению живые организмы. Наиболее часто
загрязнение почв искусственное радиоактивное вызывают изотопы
235
238
U,
U,129I,131I,144Ce,239Pu, 106Ru,140Ba, 90Sr, 137Cs и др. [111]
Радиоактивное загрязнение почвы не влияет на уровень плодородия, но
приводит к накоплению радионуклидов в продукции растениеводства. Однако с
увеличением уровня плодородия концентрация радионуклидов в урожае
снижается за счет увеличения биомассы урожая[111].
В почвах легких по механическому составу антропогенные радионуклиды
могут мигрировать в течение 10—15 лет на глубину 40—50 см, а почвах более
тяжелых и гумусированных радионуклиды активнее и надолго закрепляются в
верхнем гумусовом горизонте.
Основная
часть
радиоактивности
почв
связана
с
естественными
радиоактивными элементами (ЕРЭ). Первая работа по истории изучения
естественной радиоактивности природных объектов на территории России
принадлежитЛ.Л.
Зайцевой
«Исследованияявлений
и
Н.А.
радиоактивности
Фигуровскому
в
и
называется
дореволюционной
России»
(1961)[130].
ЕРЭ подразделяются на 2 группы — первичные (т. е. перешедшие в почву
из почвообразующей породы или с геохимическим потоком) и космогенные —
попадающие в почву из атмосферы, где они возникают в результате
взаимодействия космического излучения с ядрами стабильных элементов.
Всего известно более 300 естественных радионуклидов, присутствие
которых в почве определяет ее естественную радиоактивность. Концентрация
естественных радионуклидов в природе варьирует в широких пределах[14].
9
Естественные радиоактивные изотопы долгоживущие с периодом полураспада 108
- 1016 лет испускающие гамма-лучи и альфа- и бета-частицы
Орлов Д.С. с соавторами [97] считают, что: «Естественные радиоактивные
элементы распределяются по профилю почв обычно относительно равномерно, но
в некоторых случаях они аккумулируются в иллювиальных и глеевых горизонтах.
В почвах и породах присутствуют преимущественно в прочносвязанной форме».
Валовое содержание радионуклидов в почвах, прежде всего, зависит от
материнских пород. Содержание естественных радиоактивных элементов в
почвах зависит также от степени изменения материнской породы в процессе
почвообразования, а количественные изменения по профилю — от типа
почвообразования. Лѐссивирование,оподзоливание, осолонцевание,осолодение
приводят к выносу естественных радионуклидов из элювиальных горизонтов в
иллювиальные. В лесостепных почвах и почвах степных областей профильная
дифференциация
содержания
радиоэлементов
совпадает
с
типичными
профильными закономерностями изменений в них гранулометрического состава,
оксидов железа и алюминия [83].
В 50-х нашего столетия была осознана опасность радиоактивного
загрязнения почв, когда повсеместно наблюдались радиоактивные выпадения из
атмосферы от испытаний ядерного оружия. На современном этапе число
потенциальных
источников
радиоактивных
загрязнений
существенно
пополнилось и, прежде всего, с расширением сферы использования ядерной
энергии не только в военных, но и в мирных целях [20].
10
Ряд
авторов
[20,
60]
утверждают,
что:«Характерная
особенность
радиоактивного загрязнения почвенного покрова состоит в том, что в среднем по
массе количество радиоактивных примесей чрезвычайно мало и они не вызывают
изменений основных свойств почвы — ее рН, соотношения элементов
минерального питания, уровня плодородия. Лимитирующими факторами в этом
случае
являются,
как
правило,
рекомендуемые
пределы
концентраций
радиоактивных веществ, поступающих из почвы в продукцию растениеводства».
Прочность закрепления поглощенных радионуклидов на разных типах почв
не одинакова. В черноземе радионуклиды закрепляются прочнее, а вот в дерновоподзолистой супесчаной почве радионуклиды располагаются в наиболее
подвижном состоянии. Кислотность почвенного покрова, величина емкости
поглощения почв, содержание органического вещества, состав обменных
катионов, минералогический и гранулометрический состав почв все это влияет на
поведение радионуклидов в почве.[26].
1.1.2. Миграция и механизмы взаимодействия радионуклидов с почвой
Крупными учеными [15, 99, 100]в областирадиоэкологии и радиологии
почвбыли изучены вопросы миграции взаимодействия радионуклидов с почвами,
позднее они нашли своих последователей в научных трудах, таких как
Арастович, 2004; Ефремов, 2005; Дубенок и др. 2010 которые раскрыли суть
заявленных вопросов, как с точки зрения общихпонятий, таки с позиции
почвообразовательных процессов, присущих конкретному типу почв.
Поступление радионуклидов в экосистемы происходит двумяосновными
путями – с атмосферными выпадениями и в результатесброса отходов.
Радиоактивные вещества, попадающие в атмосферу, в конечном счете,
концентрируются в почве. Они могут частично вымываться из почвы и попадать в
грунтовые воды. Однако почва довольно прочно удерживает попадающие в нее
радиоактивные вещества. От поведения радионуклидов в почве зависит их
дальнейшая судьба: размеры вымывания их с осадками, миграция по почвенному
профилю, степень перехода в прочносорбированное(фиксированное) состояние и
интенсивность поступления в растения. Чем полнее радионуклиды поглотятся
11
почвенным
поглощающим
комплексом,
чем
прочнее
они
закрепятся
в
поглощенном состоянии, тем меньше будут вымываться с осадками, мигрировать
по профилю почвы и в относительно меньших количествахбудут поступать в
растения.Главные процессы трансформации радионуклидов впочве представлены
на рисунке 1.
Рисунок 1. Схема процессов трансформации
радионуклидов в почве (Мотузова, 2013)
Под миграцией радионуклидов в почве следует понимать совокупность
процессов,
приводящих
к
пространственно-временномуперераспределению
количества того или иного радиоактивноговещества в почве. Нахождение
радионуклидов в почвенной влаге иперемещение вместе с ней приводит к
химическим реакциям с минеральными и органическими веществами, входящими
в составтвердой фазы почвы и почвенной влаги. При этом возникают химические
соединения радионуклидов, имеющие различную энергию связи и различную
степень подвижности в почве: наибольшая – для растворимых в воде соединений,
наименьшая
–
для
необменно
сорбированных
твердой
фазой
почвы
радионуклидов[58, 91, 162].
Таким образом, миграцию радионуклидов в почве можно рассматривать как
непрерывно повторяющийся ряд процессов сорбции и десорбции под влиянием
12
различных факторов, приводящих к их векторному переносу, рассеиванию и
концентрированию.
Факторы, влияющие на миграцию радионуклидов, разнообразны по природе
и
степени
влияния.
К
ним
относятся:
физико-химические
свойства
радионуклидов; формы их нахождения в почве; физико-химические свойства
почв; климатические и геоморфологические свойства; тип растительности;
антропогенный фактор [14, 110].
Переволоцкий А. Н [104]выделил следующие основные механизмы
миграции радионуклидов в почве:
1. Диффузионный перенос свободных и адсорбированных ионов.
2. Миграция по корневым системам.
3. Конвективный влагоперенос (перемещение радионуклидов с почвенной
влагой в направлении внутрипочвенного стока).
4. Миграция на коллоидных частицах – лессиваж.
5. Хозяйственная деятельность человека.
6. Роющая деятельность животных.
При конвективном влагопереносе происходит смещение максимума
концентрации радионуклидов с постепенным его уменьшением и своего рода
размыванием по почвенному профилю (рисунок 2).
Рисунок . 2. Схема конвективного влагопереноса радионуклидов в вертикальном
13
профиле почвы во времени (Переволоцкий, 2001)
В своем автореферате Долгов А.А. [63] писал, что: «Часть радионуклидов в
виде свободных ионов почвенного раствора и сорбированных по ионообменному
принципу мигрируют в почве в направлении градиента концентрации в
результате диффузного механизма миграции. Этот вид миграции приводит к
выравниванию концентрации радионуклидов по всему почвенному профилю с
течением времени (рисунок 3)».
Рисунок 3. Схема диффузного переноса радионуклидов
в вертикальном профиле почвы во времени (Переволоцкий, 2001)
Миграция радионуклидов по корневым системам происходит в том случае,
если поверхность почвенного слоя сильно насыщена корнями. В основе этого
механизма лежит круговорот элементов питания в растении: поглощение
корнями, перемещение по ксилеме, обратное перемещение с продуктами
фотосинтеза к корням и выведение радиоактивных элементов вместе с корневыми
выделениями.
Если
корневые
системы
хорошо
развиты,
то
миграция
радионуклидов по ним сопоставима с миграцией в результате конвективного
влагопереноса[82].
В пахотном слое (25-30 см) радионуклиды более или менее распределяются
равномерно. На границы между пахотным слоем и нерушимым почвенном слое
ярко выражена зона аккумуляции радиоактивных веществ. На обработанной
почве (проведение различных обработок, внесение удобрений) существует
14
устойчивая направленность к увеличению количества обменных форм по
сравнению с необработанной почвой. Для пахотных земель характерно и более
или
менее
равномерное
распределение
радионуклидов
по
химическим
формамнахождения в почве.
1.1.3. Радиоактивное загрязнение почв Орловской области
Ряд авторов [23, 127] в своих работах писали, что:«После аварии на
Чернобыльской АЭС в 1986 г. почти 2 мил га земель сельскохозяйственного
назначения оказались загрязненными радионуклидами».
Черных
Н.
А.,
что:«Основнымирадионуклидами,
территории, является
137
Овчаренко
М.
определяющим
М[137]
уровень
выделили,
загрязнения
на
Cs – активный мигрант в системе почва-растение».
Процесс естественного распада радионуклидов за прошедшие годы привѐл к
существенному снижению радиационного фона [79]. Однако радиоактивное
загрязнение некоторых территорий и повышенный фон γ-излучения по-прежнему
сохраняются [92].
15
Рисунок 4. Карта загрязнения Орловской области радиоактивным Cs, 1986г.
С момента Чернобыльской аварии в Орловской области произошло
значительное снижение уровня радиационного излучения на всей территории
этосвязано с радиоактивным распадом, предпринятыми агрономическими мерами,
а также адсорбцией радионуклидов твердой фазой почв. Наряду с радиоактивным
распадом, важной причиной снижения уровня радиационного излучения следует
считать нисходящую миграцию137Csвглубь почвы. Данный факт указывает на
необходимость контроля над содержанием
137
Cs в воде, используемой для нужд
населения, а также в сельскохозяйственной и лесной продукции.
Рисунок 5. Карта загрязнения Орловской области радиоактивным Cs, 2016г
1.2. Тяжелые металлы
1.2.1. Тяжелые металлы в почвенных разнообразиях
В своей работе Ю.Н. Водяницкий[33]считает, что: «Тяжелые металлы, как
особая группа элементов, в химии почв выделяются из-за токсического действия,
16
оказываемого на растения при высокой их концентрации. Однако о степени
опасности в почвах того или иного тяжелого элемента единого мнения нет».
Согласно Российскому санитарно-гигиеническому ГОСТу 17.4.102-83 к
сильноопасным относятся As, Cd, Hg, Se, Pb, Zn, к умеренноопасным – Ni, Mo,
Cu, Sb [40].
Тяжелыми принято считать металлы с атомной массой больше 50 [96].
Однако известные перечни тяжелых металлов не точны. Количество тяжелых
металлов обычно не уточняют: пишут расплывчато «более 40 химических
элементов». Ряд авторов [98] приводят список из 19 элементов: Cr, Mn, Fe, Co, Ni,
Cu, Zn, Ga, Ge, Mo, Cd, Sn, Sb, Te, W, Hg, Tl, Pb, Bi. В этом списке металлов нет
Ва, лантанидов, актинидов.
Рисунок 6. Фрагменты длиннопериодной формы системы элементов Д.И. Менделеева,
включающие тяжелые металлы (ТМ) и тяжелые металлоиды (ТМД).
В химии почвпериодическую таблицу Менделеева до сих пор используют,
где элементы поделены всего на 8 групп, это старая короткопериодная форма [95].
На рисунке 6 графически отделять металлоидов от металловнеудобно, поскольку
они не образуют компактной группы. Гринвуд Н.Н. иЭрншо А.В. [55] отмечают,
что:«Всовременном варианте периодической системе химических элементов
(рекомендованном ИЮПАК) элементы разбиты на 18 групп, также, в 15- и 16-й
17
группах элементыметаллоиды соседствуют, а 17-я группа – галогены. Данныйвид
периодической системы (рис. 6) удобнее использовать для графического
разделения элементов по их свойствам».
1.2.2. Глобальное и региональное загрязнение почв
Необходимо различать виды загрязнения почв тяжелыми металлами:
глобальное, региональное и локальное (импактное).
Глобальное загрязнение не является постоянным, оно заметно меняется со
временем. Динамику глобального загрязнения изучают по-разному. Для этого
часто используют образцы снега или торфа, датированные с помощью
изотопов[33].
В Стокгольме в 1972 г. сессия ООН разработала итоговые материалы по
проблеме увеличения масштабов загрязнения окружающей среды тяжелыми
металлами, которые способствовали снижению загрязненности биосферы. В
журнале 1991 г.«Nature» опубликована статья под названием «Уменьшение
антропогенных Pb, Cd и Zn в снеге Гренландии после 1960-годов» [1]. За два
десятка лет, судя по составу гренландского снега содержание Pb в атмосфере и
тропосфере Северного полушария снизилось в 7.5 раз, а Cd и Zn – в 2.5 раза.
Эти результаты согласуются с данными НПО Тайфун о прекращении роста
содержания тяжелых металлов в почвах 20 км зон вокруг городов России за
последние 5 лет [18]. Глобальное снижение загрязненности обусловлено
строительством экологически чистых заводов, а также с закрытием предприятий
с устаревшей технологией.
Добровольский
В.В.
[61]
отметил,
что:«Региональное
загрязнение
анализируют по изменению состава речных, озерных или морских отложений,
которые формируются за счет смыва дождевыми и талыми водами тонких
почвенных частиц. В донных отложениях рек, озер и прибрежных частей морей
определяют содержание тяжелых металлов».
Уменьшение заводских выбросов за 15 лет привело к заметному снижению
содержания металлов в торфе. В отложениях марша это отразилось в уменьшении
накопления Zn, Pb и Cu на 66–70% [3].
18
Особую опасность представляет локальное загрязнение почв, в ряде случаев
формирующее техногенную геохимическую аномалию.
Водяницкий Ю.Н. с соавторами [35] выделили основные техногенные
источники загрязнения почв опасными тяжелыми металлами:
1)
аэральными выпадениями из стационарных источников и средств
передвижения;
2)
гидрогенным
загрязнением
от
поступающих
в
водоемы
промышленных сточных вод;
3)
осадами сточных вод;
4)
отвалы золы, шлака, руд, шламов и т.п.;
5)
разливы нефти и солевых растворов в местах нефтедобычи.
Аэральные выбросы. Наиболее опасные источники локального загрязнения
тяжелых
металлов
–
мощные
промышленные
объекты,
не
прошедшие
реконструкцию.
В России к числу наиболее загрязненных городов относятся Мончегорск,
Ревда, Белово, Дальнегорск и др.[24]. К регионам с неблагоприятным санитарным
состоянием за счет загрязнения тяжелыми металлами принадлежит Кольский
полуостров [98].
Но в последние годы в развитых странах аэральные выбросы резко
сократились, и интерес исследователей к этой проблеме снизился [36].
Гидрогенное загрязнение. Бороться с этим загрязнением сложнее и дороже.
В Государственном докладе «О состоянии и об охране окружающей среды
Российской Федерации в 2007 году»[53]было озвучено, что в Иркутской области
95% аэральныхполлютантов задержано на фильтрах, а в поверхностные воды
сброшено свыше 1 млрд. м3 сточных вод, из них 78% очищены не полностью.
Среди гидрогенных поллютантов преобладали опасные соединения меди и ртути.
В отличие от аэрального, гидрогенное загрязнение почв и осадков –
современное
и
наиболее
активное.
сельскохозяйственного назначения [140].
Во
многом
это
касается
почв
19
В
ряде
работ
[30,
34]
установлено,что:«Гидрогенное
загрязнение
аллювиальных почв неочищенными стоками может быть очень интенсивным.
Осадки и аллювиальные почвы становятся источником длительного загрязнения
воды даже после того, как сброс в реки неочищенных сточных вод
прекращается».
Осадки сточных вод. В городскую канализацию поступает огромное
количество переработанного органического вещества, которое собирает на
очистных сооружениях в виде осадка сточных вод (ОСВ) [84].Объем этих
городских
отходовувеличивается
по
мере
развития
урбанизации,
их
складирование и хранение – это новая проблема. Наиболее перспективно
использование осадков сточных вод для удобрения сельскохозяйственных и
лесных почв, как источник органического вещества, азота и фосфора. Чемерис
М.С. [134] в своей работе установил, что вРоссии, таким образом, утилизируется
4–6% осадков, тогда как в ЕС и США в среднем 40%.
Пахненко Е.П. с соавторами [102] установили, что:«При внесении ОСВ в
почву необходим экологический контроль, в том числе за содержанием опасных
тяжелых
металлов,
состав
которых
индивидуален
и
зависит
от
доли
промышленных стоков». Так, в Москве содержание тяжелых металлов
значительно ниже в ОСВ района Южного Бутово, чем в районе Курьяново, где
велика доля промышленных сточных вод. В малых городах с неразвитой
промышленностью накапливаются ОСВ с низким содержанием тяжелых
металлов, их вносят в почву без дополнительной обработки [76].
Отвалы золы, шлака, руд, шламов служат причиной загрязнения почв и
почвенно-грунтовых вод. Содержание тяжелых металлов/металлоидов в отвалах
может быть очень высоким.
В осадках очистных сооружений гальванических производств содержание
хрома может достигать 150000 мг/кг, Cu до 11000 мг/кг,Ni до 6000 мг/кг, аCd до
1600 мг/кг [13, 106]. Почвы вблизи таких отвалов сильно загрязнены. Никель,
ртуть,медь, ванадий,мышьяк, селен, хром попадают в почву из золоотвалов [68].
20
Содержание
меди
в
шлаке
старых
отвалов
Среднеуральского
медеплавильного завода в г. Ревда достигает 3000–10000 мг/кг [68]. В прошлом
шлаками
засыпали
низкие
места
в
малых
городах,
формируя,
таким
образом,техноземы. В техноземах г. Чусовой содержится 1000 мг Ва/кг и 2000 мг
Cr/кг [34].
Авторов [123] отметил, что:«Очень серьезная проблема возникла при
попадании Сr, Cu и Ni из отвалов золы ТЭЦ и металлургических шламов в
водохранилище питьевой воды г. Ижевска. В части донных отложений
концентрация этих металлов в десятки, раз превышает фон».
Ртуть содержится в местах захоронения отходов золоторудных и ртутных
рудников, металлургических и химических производств [2].
Разливы нефти и солевых растворов в местах нефтедобычи. В местах
добычи нефти почвы загрязняются также компонентами минерализованных
промысловых стоков, буровых растворов и шламов [74]. Все они содержат
примеси, хотя их состав иной, чем в нефти. Так, в амбары поступают хлориднокальциевые рассолы, обогащенные Са, Fe, Mn, Pb, Sn, Cu, Ba [135]. Отходы
бурения, включающие шламы и пластовые воды, провоцируют «техногенный
галогенез» [121]. Одновременно в почвах накапливаются металлы Ba, Zn, Cu [65].
Набор элементов-поллютантов может быть различным в местах разлива разных
видов нефти и складирования буровых растворов и шламов.
Сильное загрязнение нефтью выражается в образовании битумной корки на
поверхности почвы, а слабое – такой корки не дает.
Давно установлено, что в составе нефти всегда присутствуют два тяжелых
металла: никель и ванадий [94]. Не удивительно, что ими обогащены тонкие
частицы аэральных выбросов ТЭЦ, работающих на нефти [5].
Нефть и нефтепродукты являются мощным источником загрязнения
природы. В местах добычи нефти изменяются все компоненты окружающей
среды: почвы, биота, подземные и поверхностные воды, воздух. При этом
компоненты среды страдают в разной степени.
21
1.2.3. Миграция тяжелых металлов в почве
Миграционная
способность
тяжелых
металлов
зависит
как
от
растворимости самих элементов, так и от других факторов и в частности, от
способности твердой фазы почв к обмену катионов –катионообменной емкости.
Катионообменная емкость различных по генезису и гранулометрическому составу
почв изменяется в широких пределах от нескольких единиц до 100 мэкв на 100 г
почвы [131]. В зависимости от преобладания конкретных минералов твердая фаза
почв обладает различной поверхностью. Чем больше площадь поверхности, тем
больше величина катионообменной емкости и тем труднее вымываются с
инфильтрационными водами поглощенные элементы.
Тяжелые металлы в почвенном растворе находятся в соединении с
присутствующими там различными ионами. В серых лесных и дерновоподзолистых почвах тяжелые металлы чаще всего мигрируют в форме
карбонатов, нитратов, сульфатов, хлоридов и бикарбонатов. Почвенная влага
служит как природный растворитель. Концентрация тяжелых металлов и их
соединений в почвенных грунтовых водах зависит от их химической растворимости в воде, так как все природные соединения в той или иной степени
растворимы в воде.
Цаплина М.А. [133] в своей работе считает, что:«В дерново-подзолистой
почве
под
лесной
труднорастворимых
растительностью
соединений
при
поступлении
горизонтальная
ТМ
миграция
в
форме
значительно
превышает вертикальную. В случае поступления в составе легкорастворимых
нитратов обе составляющие миграции - практически равны. Трансформация
соединений
Pb,Cdи
Znпреимущественно
определяется
адсорбционно-
десорбционными процессами в почве».
Ковалевич З.С. и др. [81] считают, что:«В дерново-подзолистых почвах ТМ
содержатся преимущественно в гумусово-аккумулятивном горизонте». Так на
дерново-подзолистых супесчаных почвах Mn, Zn, Niи Сu аккумулировались в
верхних горизонтах почв. Подвижность изменялась в ряду: Ni>Zn>Mn>Cu.
Дерново-подзолистые сильнозагрязненные почвы, расположенные в зонах
22
техногенного загрязнения накапливают ТМ преимущественно в верхних
горизонтах: 0-10 и 10-20 см [138].
Насерой лесной почве икарбонатном черноземев гумусовых горизонтах
наблюдается максимальное содержание ТМ, так на серой лесной почве в
дерновом горизонтеТМ больше, чем в пахотном горизонте карбонатного
чернозема.
В серых лесных почвах с усилением степени эродированности теряются
вместе с органическим веществом Mn, Сn, Zn, Cd[87].
На миграцию ТМ влияют следующие характеристики почв:окислительновосстановительные
условия;микроэлементный
состав
почвообразующих
пород;рельеф местности;гранулометрический состав;количество органического
вещества;кислотно-щелочные условия;агротехнические приемы и др.Регулируя
эти факторы можно изменять миграцию тяжелых металлов по профилю почв и
добиваться снижения их попадания в грунтовые воды.
В
почвах
тяжелого
гранулометрического
состава,
как
правило
обнаруживаются более высокие концентрации ТМ [6,69].
Так, в почвах с высоким наличием глинистой и илистой фракций
содержится повышенное количество Са, MguFe. Глинистые минералы чаще всего
сорбируют Сr, Си, Ni, Zn, имеющие небольшой ионный радиус.
Большаков В.А.
с
соавторами
[25]
считают,
что:
«Окислительно-
восстановительный потенциал почв существенно изменяет миграционную
способность тяжелых металлов, регулируя окклюзию ТМ окислами железа и
марганца.
В
условиях
преобладания
восстановительных
процессов
при
увлажнении и анаэробном разложении органического вещества уменьшается
миграционная способность Си, Ni, Со, Zn.
Большой вклад в миграцию тяжелых металлов в почвах вносят также
простые органические соединения, присутствующие в естественном состоянии,
так как являются хелатообразующими агентами, активно мобилизующими
тяжелые металлы в почвах.
23
Итак, тяжелые металлы наиболее подвижны на малогумусных кислых
почвах легкого гранулометрического состава с малой емкостью катионного
обмена и низкой буферностью.
Ландшафтно-геохимическая обстановка тесно связана с географическим
положением ТМ.
Гагарина О.М. и др. [37] установили, что на северо-западе России наиболее
обогащены
микроэлементами
почвообразующие
породы
территории,
расположенной у подножия Валдайской возвышенности на пути миграции
элементов к основной депрессии северо-запада Приильменской низменности.
Перельман А.И. [105] выявил, чтодля оценки выноса соединений ТМ с
поверхности водосборов в водоемы и через почвенную толщу в подземные воды
рассчитываются коэффициенты:
аккумуляции - отношение содержания ТМ в отложениях прибрежной
1.
зоны прилежащих к рассматриваемым ландшафтам водоемов, к содержанию ТМ в
породе;
водной миграции по Перельману.
2.
1.2.4. Содержание тяжелых металлов в почвах Орловской области
Экологические риски через 30 лет после аварии связаны не только с
остаточным количеством радиации, но также с содержанием тяжѐлых металлов,
превышающим ПДК, и с токсичностью продуктов взаимодействия металлов с
органическими веществами техногенного происхождения, находящимися в почве.
В последнее время, большое внимание
уделяется негативным
показателям
качества сельскохозяйственной продукции и накоплению в ней тяжелых
металлов.
В 2012 г проводилась экспедиция в Орловскую область. Выбор мест
проводилась согласно атласу современных и прогнозных аспектов последствий
аварии на Чернобыльской АЭС на пострадавших территориях России и
Белоруссии. В почвах Орловской области были определены концентрацииMg, Zn,
Cu, Cd. Во всех исследованных образцах содержание Zn, Cu, Pb и Cd находится в
24
концентрациях ниже ПДК [103]. Во всех проанализированных пробах больше
всего Pb. Установлены некоторые колебания его содержания в разных образцах.
В пробах было установлено наличие радиоактивных
226
Ra и 232Th, входящих
в ряд распада урана 92238U, который через последовательность стадий завершается
образованием стабильного изотопа
208
82 P,
возможно,что повышенное содержание
Pb в пробах почв, по сравнению с другими металлами, связано с его образованием
в результате распада предшествующих радионуклидов [59].
Хорошо известно, что Pb и Cd характеризуются высокой токсичностью. С
другой стороны, токсичность металлов, связанных с пестицидами в стойкие
комплексы,
многократно
превосходит
токсичность
каждого
из
этих
моносоединений [118]. Был проведѐн анализ всего спектра как лѐгких, так и
тяжѐлых металлов. На рисунке7
приведенрентгенофлуоресцентный спектр
образца почвы отобранный в Дмитровском районе Орловской области.
Основными лѐгкими элементами, обнаруженными в почве, являются Si, Ca, K, Ti,
Al. Содержание их в различных пробах весьма близко.
Рисунок 7. Содержание лѐгких элементов в образце почвы, отобранной в Дмитровском
районе Орловской области
На рисунке 8 приведен рентгенофлуоресцентный спектр образца почвы,
отобранной в Залегощенском районе Орловской области, показывающий
содержание тяжѐлых металлов.
Во всех образцах присутствуют незначительные количества Zr, As, Zn, Rb,
Sr. Элементный состав изученных почв практически одинаков, отличие
25
наблюдается только в незначительном количественном соотношении элементов.
Рисунок 8. Содержание тяжѐлых элементов в пробе почвы, отобранной в
Залегощенском районе Орловской области
26
ГЛАВА II. УСЛОВИЯ И ФАКТОРЫ ПОЧВООБРАЗОВАНИЯ
ОРЛОВСКОЙ ОБЛАСТИ
2.1. История изучения почвенного покрова Орловской области
В середине 19 века началось изучение почвенного покрова Орловской
области. C 1843 по 1847 года, была проведена инвентаризация и оценка земель в
губерниях: Пензенской, Тамбовской, Тульской, Рязанской, Орловской и Курской.
С 1847 по 1854 год, была проведена более подробная кадастровыми комиссиями
в
губерниях
Орловской,
Московской,
Псковской,
Екатеринославской,
Харьковской, Смоленской, Новгородской, Калужской, Тверской и Херсонской, а
также была составлена хозяйственно-статистическая карта с «означением
различных почв и пр.» [117].
В.И. Чаславский вплоть до 1870 года в Министерстве государственных
имуществ (Департамент сельского хозяйства) продолжал обработку материалов с
целью составления Почвенной карты Европейской России, в 1875 г. пригласил
В.В. Докучаева принять участие в заключительном этапе работы. [70].
И. Лемберг, П.А. Ильенко, К.Я. Шмидт, И.Ф. Леваковский и др. также
занимались исследованиями почв Черноземной зоны и опубликовали свои
результаты [32].
С 1900-1902 гг. группой почвоведов под руководством ученика В.В.
Докучаева И.К. Фрейбергом продолжалось обследования почв бывшей Орловской
губернии. При этом впервые И.К. Фрейбергом приведена характеристика почв,
подчеркнуто разнообразие почвенных типов и специфика их распространения по
уездам губернии. [129].
2.2. Почвенный покров Орловской области
Орловская область отличается разнообразием почв, потому что ее
территория расположена в переходной лесостепной зоне, с востока на запад
сменяют друг друга различные виды черноземов, серых лесных и дерновоподзолистых почв. Такое разнообразие почв области определяется, прежде всего,
различными условиями почвообразования, так
как
территория
области
27
находится в переходной зоне от степи до лесостепи,
и различный характер
растительности в далеком прошлом, как ведущий фактор почвообразования, и
обусловил пестроту почвенного покрова[66].
В настоящее время на территории области выделено около 250 различных
почвенных разновидностей. Большая его часть представлена различными
черноземами (42,2 %), так же заметную долю почвенного покрова составляют
темно-серые лесные почвы (20,7 %), серые лесные (19,5 %), светло-серые лесные
(6,1 %), дерново-подзолистые (1,6 %), прочие типы почв (9,9 %). [85].
По содержанию почв всю территорию области можно разделить на три
природно-экономические зоны: западную, центральную и юго-восточную. Орѐл и
Орловский район, попадает в центральную зону, с преобладанием серых лесных,
темно-серых лесных почв и оподзоленных чернозѐмов. Также к центральной зоне
относятся – Глазуновский, Залегощенский, Корсаковский, Кромской, Мценский,
Новосильсикий, Свердловский, Троснянский районы.
Рисунок 9. Соотношение типов почв в Орловской области
К
западной
зоне
относят
Болховский,
Дмитровский,
Знаменский,
Сосковский, Урицкий, Хотынецкий и Шаблыкинскийрайоны области. Около 8
процентов здесь составляют светло-серые, серые и темно-серыелесные почвы. На
28
небольших площадях имеются оподзоленные черноземы, песчаные супесчаные
посвы.
К юго-восточной зонеотносят Верховский, Должанский, Колпнянский,
Краснозоренсикий, Ливенский, Малоархангельский, Новодеревеньковский и
Покровский
районы.
Оподзоленные
и
выщелоченные
черноземы
здесь
составляют более 80 процентов. Наряду с выщелоченными и оподзоленными
почвами удельный вес занимают типичные черноземы.Типы почв распределены
по территории области неравномерно.
Таблица 2 – Распределение типов почв Орловской области по природноэкономическим зонам
По гранулометрическому составу во всех категориях земель преобладают
тяжелосуглинистые (1046,7 тыс. гектаров или 51,0 %), среднесуглинистые (168,2
тыс. гектаров или 34,4 %), супесчаные и песчаные разновидности, занимающие по
всем
категориям
сельхозугодий
1,3 %.
характеризуется преобладанием суглинков.
В
целом
почвенный
покров
29
Рисунок 10. Гранулометрический состав почв Орловской области
По
данным
Управления
Федеральной
службы
государственной
регистрации, кадастра и картографии по Орловской области земельный фонд
региона на 1 января 2015 года составляет 2465,2 тыс. га, из них на
сельскохозяйственные угодья приходится 57 2051,4 тыс. га, включая 1570,3 тыс.
га пашни. Наиболее крупной категорией земель в Орловской области остаются
земли сельскохозяйственного назначения, общая площадь которых составляет
2031,7 тыс. га.
2.3. Факторы почвообразования в Орловской области
Формирование и развитие почвенного покрова, тесно связано с конкретным
сочетанием природных факторов почвообразования и влиянием хозяйственной
деятельности человека.
В.В. Докучаев выделял пять факторов почвообразования:
1.
климат;
2.
материнская (почвообразующая) порода;
3.
растения;
4.
животные организмы;
5.
рельеф и время.
30
В настоящее время они пополнились еще двумя:
6.
водами (почвенными и грунтовыми);
7.
хозяйственной деятельностью человека.
Учение о факторах почвообразования является краеугольным камнем
почвообразования. Докучаев В.В. выразил функциональную зависимость между
почвой и факторами почвообразования в виде формулы [62]:
П = f (П.П., P.O., Ж.О., Э.К., Р., В., Д.Ч.)t
где П - почва; П.П. - почвообразующие породы: P.O. - растительные
организмы; Ж.О. - животные организмы; Э.К. - элементы климата; Р. - рельеф; В.
- воды; Д.Ч. - деятельность человека; t – время.
Климат.
Климат оказывает прямое и косвенное влияние на почвообразовательный
процесс. Прямое влияние сказывается в непосредственном воздействии элементов
климата (увлажнение почвы влагой атмосферных осадков и ее промачивание;
нагревание и охлаждение). Косвенное влияние климата проявляется через его
воздействие на растительный и животный мир [72].
Согласно
современной
метеорологической
классификации,
климат
Орловской области относится к умеренно-континентальному, сравнительно
теплому, умеренно влажному типу.
Анализируя отдельные показания можно
заключить, что климат области в целом благоприятен для почвообразования.
В Орловской область наиболее теплый месяц — июль, температура
колеблется в пределах 17,9o - 19,6o, а температура наиболее холодного месяца –
январь она составляет -9,0o, -10,5o. Среднесуточная положительная температура
воздуха за год равна 215 – 225 дней. Начиная с середины апреля и заканчивая в
середине
октября
среднесуточная
температура
воздуха
превышает
5 o,
продолжительность этого периода составляет 175-185 дней в году. Выше 10o
среднесуточная температура начинается в начале мая и заканчивается 20 – 25
сентября, период продолжительности составляет 135 – 145 дней.
Период с
31
температурой воздуха выше 15o устанавливается в конце мая — начале июня и
заканчивается в третьей декаде августа; продолжительность этого периода
составляет от 85 до 105 дней.
Рисунок 11. Годовой ход температуры в районе
Орловской области
Солнечная радиация увеличивается от 90 до 92 ккал/см3 в год по территории
области с северо-запада на юго-восток. В летнее время приток солнечной
радиации уменьшается на половину, это связано с частой облачностью.
Количество пасмурных дней, возрастает к ноябрю и достигает максимума в
декабре, за год в среднем по области бывает 112-115 пасмурных дней на севере и
105 – на юге. Атмосферное давление наибольших значений достигает в январе
(742,5 мм рт. ст.), наименьших – в июле (737,3 мм рт. ст.).
По многолетним данным, за холодный период, с ноября по март, сумма
осадков составляет 135 - 175 мм, за теплый — 355 - 425 мм. Осадки на территории
Орловской области выпадают в течение 160 - 170 дней в году, а месячное
количество осадков от 12 - 13 дней в теплые месяцы, в холодные до 15 – 17.
32
Рисунок 12. Годовой ход атмосферных осадков в районе
Орловской области
Как видно из приведенной таблицы данных, выпадающие осадки в течение
года распределяются не равномерно. Наибольшее количество осадков выпадет в
летний период в виде ливней, что вызывает эрозионный процесс.
Устойчивый
снежный
покров
устанавливается
в
декабре
месяце.
Особенностью расположения снега в Орловской области является его накопление
в вогнутых формах рельефа и в полезащитных полосах. Максимальная толщина
достигает 30-40 см в среднем.
В Орловская область расположена на пересеченной местности, поэтому
залегание снега происходит не равномерно и глубина промерзания почв тоже
разная от 65 до 85 см.
Почвообразующие( материнские) породы.
Почвообразование – сложный и продолжительный процесс, зависящий от
многих факторов и, прежде всего, от материнских горных пород, т.е. от пород, на
которых развиваются почвы, от формы рельефа, от климатических условий, от
растительности, водного режима и т.д.
Материнские
почвенные
породы
Орловской
области
ледниковым и внеледниковым суглинкам, а также пескам
относятся
к
- породам
послетретичного возраста. Все эти породы рыхлые, среднеобломочные и мелко-
33
глинистые. От величины зерна зависят физические и химические свойства,
сформированных на этой материнской породе почв. Величина определяется по
механическому составу. Подпочвой большей части Орловской области являются
внеледниковые лессовидные породы их можно поделить на две группы:

лесс;

лессовидные суглинки и глины – породы обладающие сходством с
лессом, но не достаточно типичные [132].
Что касается вторичных изменений, что в лессе, что в лессовидных
суглинках можно видеть наличие кротовин и видоизменения которые возникли
под влиянием почвообразовательного процесса. Верхние горизонты являются
подпочвой и выщелочены, вязкие и более темные по окраске. Изредка в подпочве
наблюдаются следы разложения минеральной части и вкрапление кремнекислоты
в виде серых пятен и натеков, т.е. следы деградации и оподзоливания.
Лессовидный суглинок из-за своего рыхлого механического состава способствует
росту оврагов. Лессовидные суглинки являются подпочвой черноземов и его
производных.
Сергеева Е.М. [120] выявила, что: «По крутым склонам речных долин
выступают песчано-глинистые
толщи кварцитовым песчаником неизвестного
возраста, при выходе этой толщи увеличивая количество песка в лессовидных
глинах, и даже к образованию грубых, щебневатых почв».
Основная
часть
почв
на
территории
области
сформировалась
на
лессовидных суглинках характеризующихся рыхлостью и пористостью, с
многочисленным содержанием карбонатов кальция и магния.
На гидрологические условия местности влияют почвообразующие породы
глинистого и тяжело суглинистого механического состава, также они участвуют в
формировании поверхностного стока, который является важнейшим фактором
эрозии [122].
По верховьям реки Оки и левым притокам Десны почвообразующей
породой является типичный лесс, который представляет собой пылеватый
суглинок, легко проницаемый для воды и размываемый текучими водами
34
тающего снега, дождей и ливней. К востоку лесс становится все более глинистым,
и тяжелым: 28,21 – в западной части области, 45,96 – в центральной части, 58,10
– в восточной.
С востока на запад изменяется механический состав почв: тяжело- и средне
суглинистые – в восточной части, легкоглинистые – в западной части.
Территория Орловской области по почвенному составу переходная от
черноземов к дерново-подзолистым почвам.
Почвенный покров контрастен по характеру почвообразования. Основные
почвообразующие процессы - гумусонакопление, оподзоливание, выщелачивание,
лессиваж, окарбоначивание [38].
Ахтырцев Б.Ф. [17] установил, что: «Формирование почв в лесостепной
зоне протекает в условиях неустойчивого атмосферного увлажнения, сложного
расчлененного
травянистой
рельефа,
под
растительности
воздействием
на
широколиственной
карбонатной
лесной
материнской
и
породе
(преимущественно лессе и лессовидных суглинках)».
Живые организмы (биота) и растительность.
Территория области расположена в лесостепной зоны, для этой зоны
характерны два типа растительности: широколиственные леса и травянистые
группировки.
Лес предоставляет большую растительную массу и поэтому требует для
своего развития значительное количество влаги, которую он употребляет из
глубинных слоев почвы [22]. Травянистая растительность
для
своей
жизнедеятельности не столь требовательна к влаге, и потребляет ее из верхних
слоев почвы.
Большие лесные массивы захватили наиболее возвышенные и расчлененные
территории с почвами легкого гранулометрического состава, а равнинная
территория обычно занята травянистой растительностью. Почвы тут суглинистые
и глинистые.
Естественная растительность Орловской области представлена дубовыми,
березово-осиновыми, сосново-березовыми лесами. Такие леса делятся на ярусы.
35
Первый
мелколистная
ярус
составляет
(Tiliacordata),
дуб
ясень
черешчатый
(Quercusrobur),
(Fraxinusexcelsior),
клен
липа
остролистный
(Acerplatanoides), вяз гладкий (Ulmuslaevis), ильм шершавый (Ulmusglarba),
изредка – осина и сосна обыкновенная (Populustremula, Pinussilvestris). Второй
ярус состоит из: яблоня и дикая груша (Malyssilvestris, Pyruscommunis), клен
полевой (Acercampestre). Кустарники встречаются часто хотя и не образуют яруса.
Кустарники представлены такими породами как: бересклет бородавчатый
(Euonymuseuropaea), боярышник согнуто-столбиковый (Crataeguscurvisepala).
При создании опытных лесных полос были акклиматизированные породы
несвойственные лесостепи - акация белая (Robiniapseudoacacia), орех грецкий
(Juglansregia), орех маньчжурский (Juglansmanshurica), лиственница сибирская
(Larixsibirica),
клен
американский
(Acernegundo),
ясень
американский
(Fraxinuspensylvanica) и др.
Флора травянистых растений разнообразна, насчитывается около 20 – 25
видов. Наиболее распространенные: сныть обыкновенная, копытень европейский,
медуница неясная, фиалки удивительная и приятная, будра волосистая, звездчатка
ланцетовидная, ясменник пахучий. Некоторые виды встречаются не так редко,
они представлены: осока волосистая, мятлик дубравный, овсяница лесная и
другие виды. Все эти растения теневыносливы.
В настоящее время естественный растительный покров уцелел только в
заповедных зонах. Сохранились небольшие лесные массивы, поскольку они
имеют важное природоохранное значение.
Животный
мир
почв
также
как
и
растительность
влияет
на
почвообразование, она представлена макрофауной и микрофауной. Для огромного
числа почвенной биоты почва является жизненной средой. В процессе питания
они измельчают растительную массу и перемещают ее в нижележащие горизонты,
перемешивая органические вещества с минеральной частью.
На территории области обнаружено 13 видов крупных почвенных
беспозвоночных из них 5 видов дождевых червей, личинки жуков, личинки мух,
личинки
бабочек,
многоножки,
кивсяки,
геофил,
представители
класса
36
ракообразных. Средняя численной макрофауны составляет 16 экз./м2. Все эти
животные относятся к
5 морфоэкологическим типам: наземно-почвенные,
подстилочно-почвенные, собственно почвенные, норники и хищники почвы.
Рельеф как фактор почвообразования Орловской области.
Характер и формы рельефа зависят в основном от геологического строения
данной местности и от внешних сил, воздействующих на рельеф.
Орловская область расположена в центральной части Среднерусской
возвышенности, поэтому рельеф области отличается большой изрезанность.
Территория находится от 220 до 250 метров над уровнем моря, приподнятая и
сильно взхолмлена. Самая высокая точка области находится на северо-востоке в
Новодеревеньковском районе достигающая 282 метра над уровнем моря. Вторым
высоким участком является Шаблыкинский и Сосковский районы расположенные
в юго-западной части области. Здесь высоты превышают 270 метров над уровнем
моря.
Самые низкие точки области расположились в долинах рек Оки и Сосны –
120 – 118 метров над уровнем моря. Разница высот составляет 164 метра, это
благоприятствует расчленению рельефа. На территории Орловской области часто
встречаются холмы, овраги балки из-за этого уклон местности меняется
Речные долины, их водоразделы, балки и овраги являются основными
факторами рельефа области. Территория Орловской области на первый взгляд
кажется однообразной на всем протяжении. Западный район области наиболее
расчленен. На 1км2 площади приходится в среднем 1,5 км долин и балок. Балки и
овраги заняты лугами, изредка заболочены. 40% земель Орловской области
находится на склонах.
37
ГЛАВА III. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ПРОВЕДЕНИЯ
ИССЛЕДОВАНИЯ
Исследования
проводились
сельскохозяйственной
на
радиологии
базе
«Орловский».
Центра
химизации
Изучались
данные
и
по
содержанию радионуклидов и тяжелых металлов в почвенных разнообразиях
Орловской области.
3.1. Объекты исследования
Изучение содержания радионуклидов и тяжелых металлов проводилось на
разных типах почв Орловской области. Объектами изучения стала почва и
сельскохозяйственная продукция.
Исследование проводилось на таких типах почв как:
1.
чернозем оподзоленный;
2.
темно-серая лесная почва;
3.
серая лесная почва;
4.
светло-серая лесная почва.
Нами были изученные такие данные как: изменениеплотности загрязнения
цезием и стронцием почвенные разнообразия Орловской области, изучение
агрохимических показателей почвенных разнообразий, обследование почвенных
разнообразий на содержание тяжелых металлов.
Также
мы
провели
исследования
сельскохозяйственной
продукции
выращенной на разных типах почв Орловской области, которые загрязнены
радионуклидами и выявили закономерность миграции Cs137 и Sr90 из почвы в
сельскохозяйственные культуры.
Объектами исследования выступили такие
сельскохозяйственные культуры: ячмень, пшеница озимая, свекла сахарная,
подсолнечник, кукуруза, гречиха, овес, многолетние травы и горох. Здесь была
установлена закономерность содержание радионуклидов в сельскохозяйственной
продукции в зависимости от культуры и то времени проведения исследования.
38
3.2. Методика исследования
Анализ, синтез, обобщение и сравнение экспериментальных данных
полученных Центром химизации и сельскохозяйственной радиологии Орловской
области осуществлялись по общепринятым рекомендованным методикам и
регламентами ГОСТам. ГОСты[41-52], методики [88-90] и правила [125]по
которым проходили исследования представлены ниже:
1.
ГОСТ 28168-89 Почвы. Отбор проб;
2.
ГОСТ
32161-2013
Продукты
пищевые.
Методы
определения
Продукты
пищевые.
Методы
определения
содержания цезия Cs-137;
3.
ГОСТ
32163-2013
содержания стронция Sr-90;
4.
ГОСТ 54041-2010 Почвы. Методы определения Sr-90;
5.
ГОСТ Р 50683-94 Почвы. Определение подвижных соединений меди и
кобальта по методу Крупского и Александровой в модификации ЦИНАО;
6.
ГОСТ Р 50686-94 Почвы. Определение подвижных соединений
кобальта по методу Пейве и Ринькиса в модификации ЦИНАО;
7.
ГОСТ Р 50686-94 Почвы. Определение подвижных соединений меди
по методу Пейве и Ринькиса в модификации ЦИНАО;
8.
ГОСТ Р 50686-94 Почвы. Определение подвижных соединений цинка
по методу Крупского и Александровой в модификации ЦИНАО;
9.
ГОСТ Р 53091-2008 (ИСО 10381-3:2001) Качество почвы. Отбор проб.
Часть 3. Руководство по безопасности;
10.
ГОСТ Р 54038-2012 Почвы. Методика определения Cs-137 в почвах
сельхозугодий;
11.
ГОСТ Р 54040-2010 Продукции растениеводства и корма. Методы
определения_(137)Cs;
12.
ГОСТ Р 54650-2011 Почвы. Определение подвижных соединений
фосфора и калия по методу Кирсанова в модификации ЦИНАО;
39
13.
Методика измерения активности радионуклидов в счетных образцах,
программного обеспечения сцинтилляционном гамма – бета спектрометре с
использованием «Прогресс» ГНМЦ «ВНИИФТРИ»;
14.
Методические указания по определению подвижных соединений
никеля в почвах атомно-абсорбционным методом;
15.
Методические указания по определению тяжелых металлов в почвах
сельскохозяйственной и продукции растениеводства (издание 2-е, переработанное
и дополненное);
16.
Унифицированные
правила
отбора
проб
сельскохозяйственной
продукции, пищевых продуктов и объектов окружающей среды для определения
макроколичеств пестицидов.
Статистическую обработку проводили методом дисперсионного анализа по
Доспехову Б.А.
40
ГЛАВА IV. ИССЛЕДОВАНИЕ ПОЧВ И
СЕЛЬСКОХОЗЯЙСТВЕННОЙ ПРОДУКЦИИ, ВЫРАЩЕННОЙ НА
ТЕРРИТОРИИ ОРЛОВСКОЙ ОБЛАСТИ
4.1. Обследование почвенного разнообразия по районам на плотность
загрязнения цезия-137 и стронция-90
«Центр химизации и сельскохозяйственной радиологии «Орловский»»
проводит мониторинги радиоактивной загрязненности угодий с учетом их
рельефа, почвообразующих пород, степени загрязнения почвы радионуклидами.
Были проведены обследования нескольких районов с разными типами почв
на содержание цезия-137, занятые сельским хозяйством в Орловской области (см.
таблицу 3).
Таблица 3 – Исследуемые хозяйства и типы почв, содержание Cs137
Тип почв
Район
Чернозем оподзоленный
Темно-серая лесная
Серая лесная
Светло-серая лесная
Года исследования и
содержание Cs137 (Бк/кг)
2013
2014
2015
Глазуновский район
82,1
58,20
69,4
Мценский район
27,6
30,00
29,8
Свердловский район
50,9
49,8
43,5
Дмитровский район
120,6
125,20
112,4
Болховской район
65,0
53,60
66,3
Малоархангельский
75,0
70,30
70,5
Болховской район
251,5
219,60
195,7
Троснянский район
153,0
141,10
163,3
Дмитровский район
87,7
106,30
109,0
Болховской район
310,0
234,70
260,1
Урицкий район
Знаменский район
49,9
40,6
47,70
37,80
38,7
34,2
Для сравнения отбирались образцы почв с целинных и пахотных участков.
Как видно из табл. 6, образцы отличались по типу почвы – это один из важнейших
параметров
для
характеристики
состояния
сельскохозяйственных
угодий.
41
Образцы отбирались в период с
2013, 2014 и в 2015 гг. Ряд авторов [114]
считают, что свойства почвы и время после выпадения радиоактивных осадков
играют определяющую роль в поведении и накоплении радионуклидов в слоях
почв.
Рисунок 13 – содержание цезия-137 за 2013 год исследования
На рисунке 13 видно, что на черноземах оподзоленных наибольшее
содержание в Глазуновском районе и составляет 82,1 Бк/кг, а наименьшее
содержание в Мценском районе и составляет 27,6 Бк/кг.
На темно-серых лесных почвах наибольшее содержание составляет в
Дмитровском районе и составило 120,6 Бк/кг, 65,0 Бг/кг это наименьшее
содержание, которое приходится в Болховском районе.
На серой лесной почве в Болховском районе наибольшее значение 251,5
Бк/кг, а наименьшее 87,7 Бк/кг в Дмитровском районе.
На светло-серой почве наибольшее значение составило 310,0 Бк/кг в
Болховском районе, наименьшее в Знаменском районе и Урицком районе и
составило в первом 40,6 Бк/кг, во втором 49,9 Бк/кг .
42
В 2014
год
прослеживается
следующая тенденция (рисунок 14)
наибольшее содержание цезия в черноземах оподзоленных и составляет 58,2
Бк/кг, а наименьшее в Мценском районе и составило 30,0 Бк/кг.
Рисунок 14 – содержание цезия-137 в 2014 год исследования
На темно-серой лесной почве наибольшее содержание составило в
Дмитровском районе значение, которое составило 125,20 Бк/кг, наименьшее
значение составило в Болховском районе 53,60 Бк/кг.
На серой лесной почве 219,6 Бк/кг это наибольшее содержание цезия-137 в
Болховском районе, а наименьшее содержание в Дмитровском районе и составило
37,8 Бк/кг.
На светло-серой лесной почве наибольшее содержание составило 294,7
Бк/кг в Болховском районе, 37,8 Бк/кг наименьшее значение в Знаменском районе.
На рисунке 15 данные за 2015 год, на котором видно, что на черноземе
оподзоленном высокое содержание на черноземах оподзоленных и составило 69,4
Бк/кг, наименьшее в Мценском районе и составило 29,8 Бк/кг.
43
На темно-серой лесной почве в Дмитровском районе наибольшее
содержание цезия-137 и составило 112,4 Бк/кг, наименьшее 66,3 Бк/кг в
Болховском районе.
На серой лесной почве наибольшее содержание в Болховском районе и
составило 195,7 Бк/кг, 109,0 Бк/кг наименьшее содержание в Дмитровском
районе.
Рисунок 15 – содержание цезия-137 в 2015 год исследования
Наибольшее содержание на светло-серой лесной почве составило 260,1
Бк/кг в Болховском районе, а наименьшее в Знаменском районе, где значение
составило 34,2 Бк/кг.
Можно сделать вывод, что в черноземах оподзоленных за три года
исследования в Глазуновском (с 82,1 Бк/кг до 69,4 Бк/кг) и Свердловском районе
(с 50,9 Бк/кг до 43,5 Бк/кг) прослеживается уменьшение цезия-137, а в Мценском
районе содержание выросло но не значительно (с 27,6 Бк/кг до 29,8 Бк/кг).
На темно-серой лесной почве
в Дмитровском районе прослеживается
уменьшение (с 120,6 Бк/кг до 112,4 Бк/кг), в Болховском районе содержание
44
возросло (с 65,0 Бк/кг до 66,3 Бк/кг), а в Малоархангельском районе за три года
исследования значения практически не изменились.
На серой лесной почве в Троснянском (с 153,1Бк/кг до 163,3 Бк/кг) и
Дмитровском районе (с 87,7 Бк/кг до 109,0Бк/кг) содержание цезия выросло, а в
Болховском районе содержание уменьшилось (с 251,5 Бк/кг до 195,7 Бк/кг).
Также нами были проведены обследования на содержание стронция-90,
занятые сельским хозяйством в Орловской области (см. таблицу 4).
Таблица 4 – Исследуемые районы и типы почв, содержание Sr90
Тип почв
Чернозем оподзоленный
Темно-серая лесная
Серая лесная
Светло-серая лесная
Район
Года исследования и
содержание Sr90 (Бк/кг)
2013
2014
2015
Глазуновский район
1,93
1,81
1,90
Мценский район
1,88
1,80
2,03
Свердловский район
Дмитровский район
2,20
3,02
2,17
3,03
2,26
2,80
Болховской район
1,21
1,17
1,20
Малоархангельский
Болховской район
2,08
4,04
2,11
4,02
2,14
4,07
Троснянский район
2,21
2,19
2,37
Дмитровский район
2,92
3,05
2,78
Болховской район
4,33
4,27
4,21
Урицкий район
Знаменский район
2,36
1,94
2,28
1,77
2,14
1,92
На рисунке 16 видно, что на черноземе оподзоленном наибольшее
содержание прослеживается в Свердловском районе и составляет 2,20 Бк/кг,
наименьшее во Мценском районе и оставило 1,88 Бк/кг.
На темно-серой лесной почве 3,02 Бк/кг в Дмитровском районе это
наибольшее значение, а 1,21 Бк/кг наименьшее в Болховском районе.
На серой лесной почве наивысшее значение составило 4,04 Бк/кг в
Болховском районе, и наименьшее 2,21 Бк/кг в Троснянском районе.
45
На светло-серой лесной почве наибольшее содержание стронция составило
4,33 Бк/кг в Болховском районе, а наименьшее содержание в Знаменском районе и
составило 1,94 Бк/кг.
Рисунок – 16 содержание стронция-90 в 2013 год исследования
По данным рисунка 17 видно, что в Свердловском районе наибольшее
содержание стронция составило 2,17 Бк/кг, а в Мценском и Глазуновском районе
содержание цезия почти одинакова и составило 1,80 и 1,81 Бк/кг.
46
Рисунок 17 – Содержание стронция-90 в 2014 году исследования
На темно-серых лесных почвах высокое значение, в Дмитровском районе
которое составило 3,03 Бк/кг, а наименьшее в Болховском районе содержание
составило 1,17 Бк/кг.
На серых лесных почвах Болховской район оказался на первом месте по
содержанию Sr90 и составило 4,02 Бк/кг, наименьшее значение составило 2,19
Бк/кг в Тросняноском районе.
На светло-серых лесных почвах 4,12 Бк/кг наибольшее значение в
Болховском районе, наименьшее значение 1,77 Бк/кг в Знаменском районе.
47
Рисунок 18 – Содержание стронция-90 в 2015 году исследования
На рисунке 18 видно, что в 2015 году на черноземе оподзоленном
наибольшее содержание составило 2,26 Бк/кг в Мценском районе, а наименьшее в
Глазуновском районе и составило 1,90 Бк/кг.
На темно-серой лесной почве в Дмитровском районе наибольшее
содержание стронция было на отметке 2,80 Бк/кг, наименьшее значение на
отметке 1,20 Бк/кг в Болховском районе.
В Болховском районе на серой лесной почве высокое содержание стронция
составило 4,07 Бк/кг, наименьшее значение составило 2,37 Бк/кг в Троснянском
районе.
На светло-серой лесной почве наибольшее содержание составило 4,21
Бк/кг в Болховском районе, а наименьшее в Знаменском районе и составило 1,92
Бк/кг.
Можно сделать выводы, что за три года исследования на черноземах
оподзоленных в Мценском и Свердловском районе содержание возросло
(Мценский район с 1,88 Бк/кг до 2,03 Бк/кг, в Свердловском районе с 2,20 Бк/кг до
48
2,26 Бк/кг), а в Глазуновском районе содержание уменьшилось в незначительной
степени (с 1,93 Бк/кг до 1,90 Бк/кг)
На темно-серой лесной почве в Дмитровском и Болховском районе
содержание стронция-90 снизилось, но не значительно (Дмитровский с 3,02 Бк/кг
до 2,80 Бк/кг и Болховской с 1,21 Бк/кг до 1,20 Бк/кг район), а в
Малоархангельском районе содержание возросло (с 2,08 Бк/кг до 2,14 Бк/кг).
На серой лесной почве в Болховском (с 4,04 Бк/кг до 4,07 Бк/кг) и
Троснянском (с 2,21 Бк/кг до 2,37 Бк/кг) районе содержание выросло.
Уменьшилось содержание в Дмитровском районе (с 2,92 Бк/кг до 2,78 Бк/кг)
На светло-серой лесной почве по всем трем районам содержание стронция
за три года уменьшилось (в Болховском районе с 4,33 Бк/кг до 4,21 Бк/кг,
Урицкий район с 2,36 до 2,14 Бк/кг, и в Хотынецком районе с 1,94 Бк/кг до 1,92
Бк/кг).
4.2. Обследование типов почв Орловской области по районам на
агрохимические показатели
Данные агрохимические характеристики почвы напрямую связаны с
концентрацией радионуклидов в почве. Нами были проведены исследования в
отобранных образцах на содержание обменного калия и подвижного фосфора
(мг/кг).
Значение калия в жизни растений, прежде всего, связано с тем, что он ведет
к переходу биоколлоидов в состояние золя, т.е. деградирует их. Таким образом,
поддержание организма в активном состоянии – главная задача калия. Калий
выполняет важную экологическую функцию – обменный калий в почве влияет на
поступление радионуклидов в растения[80].
49
Таблица 5 – Исследуемые районы и типы почв, содержание обменного калия
Тип почв
Чернозем
оподзоленный
Темно-серая лесная
Серая лесная
Светло-серая
лесная
Районы
Содержание обменного калия
(мг/кг) и года исследования
2013
2014
2015
Глазуновский район
17,3
10,0
11,2
Мценский район
15,2
37,6
53,7
Свердловскй район
33,0
17,8
18,2
Дмитровский район
31,6
20,3
7,6
Болховской район
12,3
15,6
12,2
Малоархангельский район
8,7
7,2
54,5
Болховской район
7,6
10,2
36,2
Троснянский район
11,4
16,0
11,5
Дмитровский район
23,4
16,0
20,5
Болховской район
12,7
17,3
18,3
Урицкий район
19,2
14,5
19,4
Знаменский район
9,7
10,8
17,4
Центром химизации и сельскохозяйственной радиологии установлено, что
41% черноземов имеет повышенное содержание калия, 15% - высокое, 3,1% выше среднего[77].
На рисунке 19 видно, что содержание обменного калия в 2013 году
наибольшее содержание в черноземе оподзоленном в Свердловской районе и
составил 17,3 мг/кг, а наименьшее в Мценском районе и содержание составило
15,2 мг/кг.
На темно-серо лесной почве в Дмитровском районе наблюдалось высокое
содержание подвижного калия и составило 31,6 мг/кг. Наименьшее содержание
составило 8,6 мг/кг в Малоархангельском районе.
На темно серой лесной почве в Дмитровском районе наблюдалось
наибольшее содержание обменного калия и составило 23,4мг/кг, наименьшее
содержание 7,6 мг/кг в Болховском районе.
50
Рисунок 19 – Содержание обменного калия в 2013 год исследования
На светло-серой лесной почве наибольшее содержание подвижного калия в
Урицком районе содержание составило 19,2 мг/кг, наименьшее в Знаменском
районе и составило 9,7 мг/кг.
По рисунку 20 видно, что в 2014 году на черноземе оподзоленном
наибольшее содержание составило 37,6 мг/кг в Мценском районе, наименьшее
10,0 мг/кг в Глазуновском районе.
На темно-серой лесной почве в Дмитровском районе содержание обменного
калия составило 20,3 мг/кг это наибольшее содержание, а наименьшее 7,2 мг/кг в
Малоархангельском районе.
На серой лесной почве в Троснянском и Дмитровском районе содержание
подвижного калия почти не чем не отличается и составляет в Троснянском районе
16,0 и в Дмитровском районе 16,20 мг/кг соответственно, а в Болховском районе
содержание составило 10,2 мг/кг.
На светло-серой лесной почве в Урицком районе наибольшее содержание
подвижного калия было на отметке 17,3 мг/кг, а наименьшее в Знаменском районе
на отметке 10,8 мг/кг.
51
Рисунок 20 – Содержание обменного калия в 2014 год исследования
На рисунке 21 видно, что в 2015 году начерноземах оподзоленных в
Дмитровском районе наибольшее содержание составило 53,7 мг/кг, а наименьшее
в Глазуовском районе и составило 11,2 мг/кг.
На темно-серой лесной почве наибольшее содержание обменного калия
оставило 36,2 мг/кг в Малоархангенльском районе, в Дмитровском районе 11,5
мг/кг наименьшее содержание.
На серой лесной почве в Больховском районе наибольшее содержание
составило 36,2 мг/кг, а в Троснянском районе наименьшее содержание составило
11,5 мг/кг.
52
Рисунок – 21 Содержание обменного калия за 2015 год исследования
На светло серой лесной почве содержание обменного калия почти не чем не
отличается, 18,3 мг/кг в Болховском районе, в Урицком районе 19,4 мг/кг, а в
Знаменском районе содержание составило 17,4 мг/кг соответственно.
Можно сделать выводы, что за три года исследования на черноземе
оподзоленном в Глазуновском и Свердловском районе содержание обменного
калия уменьшилось (Глазуновский район с 17,3 мг/кг до 11,2 мг/кг и
Свердловский район с 33,0 мг/кг до 18,2 мг/кг). В Мценском районе содержание
увеличилось (с 15,2 мг/кг до 53,7 мг/кг).
На темно-серой лесной почве в Дмитровском районе содержание обменного
калия уменьшилось (с 31,6 мг/кг до 7,6 мг/кг). В Болховском районе в 2013 и в
2015 году содержание обменного калия не изменилось (12,3 мг/кг, 12,4 мг/кг). В
Малоархангельском районе содержание значительно возросло (с 8,7 мг/кг до 54,5
мг/кг)
На серой лесной почве в Болховском районе содержание увеличилось (с 7,6
мг/кг до 36,2 мг/кг), в Троснянском районе содержание в первый год
исследования и в последний год исследования почти не изменилось (11,4 мг/кг до
53
11,5 мг/кг), но во второй год содержание увеличилось (16,0 мг/кг). В
Дмитровском районе содержание уменьшилось (с 23,4 мг/кг до 20,5 мг/кг).
На светло-серой лесной почве во всех исследуемых районах содержание
обменного калия возросло (в Болховском районе с 12,7 мг/кг до 18,3 мг/кг,
Урицком районе с 19,2 до 19,4 мг/кг и Знаменском районе с 9,7 мг/кг до 17,4
мг/кг)
Также важную роль в жизни растений играет и фосфор. Наиболее важная
характеристика – величина подвижного фосфора. Подвижными соединениями
фосфора принято считать те соединения, которые доступны растениям, т.е.
сравнительно быстро могут переходить в почвенный раствор [31]. При участии
фосфора происходит большинство обмена веществ. Фосфор входит в состав
важных органических соединений, также активно участвует в метаболизме
растений.
Таблица 6 – Исследуемые районы и типы почв, содержание подвижного фосфора
Тип почв
Чернозем
оподзоленный
Темно-серая лесная
Серая лесная
Светло-серая
лесная
Районы
Содержание подвижного
фосфора (мг/кг) и года
исследования
2013
2014
2015
Глазуновский район
20,4
14,9
22,0
Мценский район
20,1
23,0
21,7
Свердловскй район
20,7
21,2
21,0
Дмитровский район
19,3
21,3
19,0
Болховской район
12,9
9,0
9,9
Малоархангельский район
10,7
11,3
18,8
Болховской район
22,5
19,7
22,8
Троснянский район
16,0
12,5
15,1
Дмитровский район
17,5
20,1
20,5
Болховской район
18,8
19,1
19,0
Урицкий район
20,1
16,6
20,8
Знаменский район
9,1
11,3
23,7
54
Оптимальное содержание подвижного фосфора, это то его количество, при
котором способны получить 90 – 95% урожая от максимально возможного.
На рисунке 22 видно, что содержание подвижного фосфора в 2013 году на
черноземе оподзоленном во всех трех районах содержание подвижного фосфора
почти одинаково.
Рисунок 22 – содержание подвижного фосфора за 2013 год исследования
На темно-серой лесной почве наибольшее содержание составило 19,3 мг/кг
в Дмитровском районе, наименьшее в Малоархангельском районе и содержание
составило 10,7 мг/кг.
На серой лесной почве высокое содержание составило в Болховском районе
на отметке 22,5 мг/кг, а наименьшее в Троснянском районе на отметке 16,0 мг/кг.
На темно-серой лесной почве 20,1 мг/кг это наибольшее содержание
подвижного фосфора в Урицком районе, 9,1мг/кг наименьшее содержание в
Знаменском районе.
По данным рисунка 23 видно, что а 2014 году на черноземе оподзоленном
наибольшее содержание составило 23,0 мг/кг в Мценском районе, наименьшее в
Газуновском районе и составило 14,9 мг/кг.
55
На темно-серой лесной почве наибольшее содержание в Дмитровском
районе и составило 21,3 мг/кг, наименьшее 9,0 мг/кг в Болховском районе.
Рисунок 23 – Содержание подвижного фосфора за 2014 год исследования
На серой лесной почве в Дмитровском районе содержание подвижного
фосфора составило 20,1 мг/кг это наивысший показатель, а наименьший
показатель 12,5 мг/кг в Троснянском районе.
На светло-серой лесной почв наибольший показатель составил 19,1 мг/кг в
Болховском районе, наименьший в Знаменском районе и содержание составило
11,3 мг/кг.
На 24 рисунке видно, что в 2015 году на черноземе оподзоленном в
Мценском и Свердловском районе содержание практически не отличается и
составляет в Мценском районе 21,7 мг/кг и Свердловском районе 21,0 мг/кг, но и
в Глазуновском районе содержание не сильно отличается и составляет 22,0 мг/кг.
На темно-серой лесной почве в Дмитровском и Малоархангельском районе
содержание подвижного фосфора почти одинаково и составило в первом случае
19,0 мг/кг, во втором случае 18,8, наименьше значение составило 9,9 мг/кг в
Болховском районе.
56
Рисунок 24 – Содержание подвижного фосфора в 2015 год исследования
На серой лесной почве в Болховском районе наибольшее содержание
составило 22,8 мг/кг, наименьшее в Троснянском районе и составило 15,1 мг/кг.
На темно-серой лесной Знаменский район на первом месте по содержанию
подвижного фосфора и составило 23,7 мг/кг, наименьшее содержание 19,0 мг/кг в
Болховском районе.
Делаем вывод, что за три года исследования на черноземе оподзоленном во
всех трех районах содержание подвижного фосфора увеличилось (Глазуновский
район с 20,4 мг/кг до 22,0 мг/кг, в Мценском районе с 20,1 мг/кг до 21,7 мг/кг, в
Средловском районе с 20,7 мг/кг до 21,0 мг/кг).
На темно-серой лесной почве в Димитровском районе содержание совсем
не значительно изменилось (с 19,3 мг/кг до 19,0 мг/кг). В Болховском районе
значение уменьшилось (с 12,9 мг/кг до 9,9 мг/кг). в Малоархангельском районе
содержание подвижного фосфора увеличилось (с 10,7 мг/кг до 18,8 мг/кг).
На серой лесной почве содержание не значительно увеличилось в
Болховском районе (с 22,5 мг/кг до 22,8 мг/кг), также содержание увеличилось и в
57
Дмитровском районе (с 17,5 мг/кг до 20,5 мг/кг), а в Троснянском районе
содержание уменьшилось (с 16,0 мг/кг до 15,1 мг/кг)
На светло-серой лесной почве в Болховском и Урицком районе
содержание подвижного фосфора увеличилось (в Болховском районе с 18,8 мг/кг
до 19,0 мг/кг и Урицком районе с 20,1 мг/кг до 20,8 мг/кг), увеличение
прослеживалось в Знаменском районе (с 9,1 мг/кг до 23,7 мг/кг)
4.3. Обследование почвенного разнообразия по контрольным точкам на
плотность загрязнения цезия-137 и стронция-90
«Центр химизации и сельскохозяйственной радиологии «Орловский»»
проводит мониторинги радиоактивной загрязненности по контрольным точкам с
учетом их рельефа, почвообразующих пород, степени загрязнения почвы
радионуклидами.
Были проведены обследования нескольких контрольных точек с разными
типами почв, занятые сельским хозяйством в Орловской области. В обследовании
принимало участие 23 контрольных точек (см. таблицу 7).
Таблица 7 – Исследуемые хозяйства и типы почв
№
Хозяйство
Тип почв
1
2
3
1
ИСП «Новопалевское»
Чернозем оподзоленный
2
АО «Лубянское»
Темно-серая лесная
3
АО «Струковское»
Серая лесная
4
ИСП «Новосинецкое»
Темно-серая лесная
5
КСП «Щербовское»
Светло-серая лесная
6
ИП « Путь к рассвету»
Темно-серая лесная
7
ИСП «Октябрь»
Серая лесная
8
МИСП «Ядрино»
Чернозем оподзоленный
9
ИСП «Зароща»
Темно-серая лесная
10
с-з им. Тургенева
Серая лесная
11
х-з «Россий»
Темно-серая лесная
12
к-з «Серп и молот»
Чернозем оподзоленный
58
13
КП «Борисоглебское»
Чернозем оподзоленный
14
ИСП «Городищенское»
Светло-серая лесная
15
ИСП « Бунинское»
Светло-серая лесная
16
ИСП «Богородицкое»
Светло-серая лесная
17
ИП «Семеховское» (Кокорево)
Светло-серая лесная
18
ИСП «Родина» (Моодовое)
Темно-серая лесная
19
с-х «Хщтьковский»
Серая лесная
20
ИСП «Александровское»
Темно-серая лесная
21
«Муханово»
Светло-серая лесная
22
«Мир»
Серая лесная
23
«им. Мичурина»
Серая лесная
Далее все данные контрольных точек были объединены по типам почв:
чернозем оподзоленный, темно-серая лесная, серая лесная, светло-серая лесная
(см. таблицу 6).
Для сравнения отбирались образцы почв с целинных и пахотных участков.
Как видно из табл. 8, образцы отличались по типу почвы – это один из важнейших
параметров
для
характеристики
Образцы отбирались в период с
состояния
сельскохозяйственных
угодий.
2013, 2014 и в 2015 гг.Сонжарова Н.Н с
соавторами[114] считают, что «свойства почвы и время после выпадения
радиоактивных осадков играют определяющую роль в поведении и накоплении
радионуклидов в слоях почв».
Типы почв
Чернозем оподзоленный
Таблица 8 – Объединение хозяйств по типам почв
Хозяйство
Новопалевское, Ядрино, Серп и молот, Борисоглебское
Темно-серая лесная
Лубянское, Новосинецкое, Путь к рассвету, Зароща, Россий,
Родина, Александровское
Серая лесная
Струковское, Октябрь, с-з им. Тургенева, Хщтьковский,
Мир, им. Мичурина
Светло-серая лесная
Щербовское, Городищенское, Бунинское, Богородицкое,
Семеховское
59
По данным анализа (рис.25) можно сделать следующие выводы, что за
2013 – 2015 гг. цезия-137 больше всего в серых лесных почвах и составляет 110,58
Бк/кг в 2015 году, а меньше всего на черноземах оподзоленных в 2014 году и
составляет 50,88 Бк/кг.
Рисунок 25 – Содержание цезия-137 по контрольным точкам
Также по приведенным данным видно, что на некоторых почвах, таких как
серая лесная на период 2015 года содержание цезия-137 увеличилось, в 2013 году
содержание цезия составляло 98,27 Бк/кг, в 2014 году 107,40 Бк/кг, а в 2015 году
110,58 Бк/кг соответственно. На черноземах оподзоленных прослеживается
следующая тенденция, в 2013 году содержание цезия составило 54,48 Бк/кг, в
2014 году содержание упало до 50,88 Бк/кг, а на период 2015 года содержание
возросло до 53,20 Бк/кг. На темно-серых лесных почвах прослеживается такая же
тенденция, как и на черноземах оподзоленных. 2013 год 104,03 Бк/кг, 2014 год
96,26 Бк/кг, 2015 год 105,83 Бк/кг соответственно.
По данным (рис.26) содержание стронция-90 в черноземах оподзоленных в
2015 году составляет 2,14 Бк/кг, что на 0,15 Бк/кг больше чем в 2014 году. На
60
темно-серых лесных почвах количество Sr90 в 2013 и 2014 году составляло 2,15
Бк/кг, в 2015 году 1,95 Бк/кг, то есть содержание уменьшилась на 0,2 Бк/кг.
Рисунок 26 – Содержание стронция-90 по контрольным точкам
Содержание стронция-90 на серых лесных почвах за период 2013 – 2015 гг.
сильно не изменилось и колеблется в пределах от 2,69 до 2,71 Бк/кг. На светлосерых лесных почвах содержание Sr90 уменьшалось в 2013 году, составляло 2,79
Бк/кг, 2014 году – 2,66 Бк/кг, а в 2015 году – 2,47 Бк/кг соответственно.
Мы провели сравнение всех полученных данных за 3 года исследования.
При сложении полученных данных на рисунке 27 видно, что самое большое
количество цезия-137 содержится в серых лесных почвах 361,25 Бк/кг, а
наименьшее количество в черноземах оподзоленных 158,55 Бк/кг. Построим ряд
по уменьшению содержания цезия-137. Серая лесная (361,25 Бк/кг)  темносерая лесная (306,11 Бк/кг)  светло-серая лесная (239,90 Бк/кг)  чернозем
оподзоленный (158,55 Бк/кг) соответственно.
61
Рисунок 27 – Сумма Cs137 за 2013 – 2015 года по контрольным точкам
Также мы сложили и показатели сторнция-90 за 2013 – 2015 гг. На рисунке
28 также видно, что стронция-90 больше в серых лесных почвах, как и цезия-137
и составляет 8,12 Бк/кг, а наименьшее количество в черноземах оподзоленных
количество которого составляет 6,18 Бк/кг. Построим ряд по уменьшению
стронция-90. Серая лесная (8,12 Бк/кг)  светло серая лесная (7,93 Бк/кг) 
темно-серая лесная (6,25 Бк/кг)  чернозем оподзоленный (6,17 Бк/кг).
62
Рисунок 28 – Сумма Cr90 за все 2013 – 2015 года по контрольным точкам
Проанализировав полученные данный видно, что цезия-137 также как и
сторонция-90 больше всего содержится в серых лесных почвах, а наименьшее
количество в черноземах оподзоленных.
4.4. Обследование типов почв Орловской области по контрольным
точкам на агрохимические показатели
По данным рисунка 29 делаем выводы, что на черноземах оподзоленных
наблюдается увеличение обменного калия до 22,4 мг/кг в 2015 году это на 3,5
Бк/кг больше чем в 2013 году. Также увеличение наблюдается в серых лесных
почвах с 16,4 мг/кг в 2013, до 22,2 мг/кг в 2015 году.
В темно-серых лесных почвах содержание обменного калия меняется от
15,1 мг/кг в 2013 году, в 2014 году уменьшилось до 13,7 мг/кг, а в 2015 году опять
увеличилось до 18,8 мг/кг.
На светло-серой лесной почве в 2013 году содержание обменного калия
составило 14,4 Бк/кг, в 2014 году содержание уменьшилось до отметки 11,6 Бк/кг,
а в 2015году данный показатель увеличился до 13,8 Бк/кг.
63
Можно сделать вывод, что на черноземах оподзоленных и серых лесных
почвах калийные удобрения вносилось каждый год, а на темно-серых лесных и
светло-серых лесных почвах в 2014 году удобрение вносилось очень мало или не
вносилось совсем.
Рисунок 29 – Содержание обменного калия по контрольным точкам
На рисунке 30 видно, что черноземе оподзоленном в 2013 году показатель
по содержанию подвижного фосфора составило 19,8 Бк/кг, в 2014 году данный
показатель увеличился до 20,0 Бк/кг, и в 2015 году показатель опять увеличился
на 1,6 Бк/кг (21,6 Бк/кг).
На темно-серых лесных почвах преследуется следующая тенденция в 2013 и
2014 году содержание подвижного фосфора составляло 16,6 – 16,2 мг/кг, а в 2015
году 18,4 мг/кг.
Также на серых лесных почвах в 2013 году содержание подвижного
фосфора составляло 18,4 мг/кг, в 2014 году содержание уменьшилось до 17,5
мг/кг, а в 2015 году снова увеличилось до 19,3 мг/кг соответственно.
64
На светло-серых лесных почвах прослеживается такая же тенденция, как и
на серых лесных почвах. В 2013 году 15,5 мг/кг, в 2014 году 12,8 мг/кг, в 2015
году 18,4 мг/кг соответственно.
Можно сделать вывод, что на черноземах оподзоленных, темно-серых
лесных почвах фосфорные удобрения вносились каждый год, а на серых лесных и
светло серых лесных почвах в 2014 году удобрения вносилось мало или не
вносилось совсем.
Рисунок 30 – Содержание подвижного фосфора по контрольным точкам
Объединив данные за 2013 – 2015 год по рисунку 31 видно, что содержание
обменного калия и подвижного фосфора на черноземах оподзоленных ни чем не
отличается. На темно-серых лесных почвах отличия по содержанию обменного
калия и подвижного фосфора составляет 3,6 мг/кг, на серых лесных почвах
разница составила 2,4 мг/кг, а вот на светло-серых лесных почвах отличия больше
всего, разница составила 7 мг/кг соответственно.
65
Рисунок 31 – Сумма всех данных за 2013 – 2015 гг.по контрольным точкам
обменного калия и подвижного фосфора
4.5. Обследование продуктов сельского хозяйства, выращенных на
данных контрольных точках
Радионуклиды могут накапливаться в растения не повреждая их и не
снижая урожайность, но при котором растениеводческая продукция становится
непригодной
для
использования.При
увеличении
уровня
плодородия,
увеличивается биомасса урожая за счет этого, содержание радионуклидов в
растительности уменьшается.
Для контроля концентрации радионуклидов в продукции растительного и
животного происхождения проводят обследования продукции, произведенной на
загрязненной территории, ее соответствие нормам СанПиН 2.3.2.1078-01и
нормами МУК 2.6..1.717-98.
Поступление радионуклидов зависит отформ нахождения и времени в
почве, и от концентрации доступных форм в корнеобитаемом слое [11].
Первые 2 года после аварии на ЧАЭС поступление цезия-137 наиболее
интенсивно, после 5 лет содержание обменного цезия в почве уменьшилось в три
и более раз и вышло на стационарный уровень. Современен уменьшается
содержание доступных форм для растений цезия-137 и уменьшается его
66
поступление в растения. Подвижность и доступность стронция-90 практически не
изменяется со временем, поэтому он находится в водорастворимой и обменной
формах, что способствует хорошему усвоению для корней [139].
Культурные растения по-разному реагируют на наличие радиоактивных
элементов в почве.Например, яровые культуры 2,5 – 3 раза больше накапливают
радиоактивных элементов, чем озимые культуры. Следовательно, из-за этого на
участках загрязненных радионуклидами наблюдается снижение площадей с
яровыми культурами. Столовая свекла и морковь больше всего способны к
накоплению радионуклидов, в то время как картофель и томат из-за концентрации
кальция в съедобных частях, меньше по сравнению с другими культурами.
Многолетние травы имеют ярко выраженную способность к аккумуляции
радионуклидов. Существуют рекомендации по возделыванию той или иной
культуры в зависимости от плотности радиоактивных элементов в почве.
Обследовалась растительность, которая выращена на данных почвах почв.
Объектами исследования выступили: ячмень, свекла сахарная, пшеница озимая,
разнотравные, подсолнечник, кукуруза, рапс озимый, гречиха, овес, горох,
многолетние травы.
67
Таблица 9– Содержание Cs137 и Cr90 в продуктах растениеводства выращенных на почвенных разнообразиях Орловскойобласти
Тип почвы
Чернозем
оподзоленный
Темно-серая
лесная
Серая лесная
Светло-серая
лесная
2014
2013
Культура
137
90
Cs
Бк/кг
Cr
Бк/кг
Пшеница озимая
0,25
Ячмень
2015
Культура
137
90
Cs
Бк/кг
Cr
Бк/кг
Культура
Cs137
Бк/кг
Cr90
Бк/кг
0,32
Пшеница озимая
0,69
0,48
Пшеница озимая
0,20
0,33
0,79
0,61
Ячмень
0,33
0,30
Яровая пшеница
0,52
0,44
Свекла сахарная
0,22
0,40
Подсолнечник
0,49
2,27
Свекла сахарная
0,49
0,56
Пшеница озимая
0,73
0,74
Пшеница озимая
0,39
0,41
Пшеница озимая
0,52
0,54
Ячмень
0,35
0,37
Ячмень
0,70
0,46
Ячмень
0,53
0,49
Кукуруза
1,13
0,74
Кукуруза
0,39
0,35
Кукуруза
1,01
0,71
Пшеница озимая
2,08
1,13
Пшеница озимая
0,16
0,21
Пшеница озимая
0,41
0,47
Гречиха
0,47
0,58
Ячмень
1,26
1,02
Гречиха
2,70
1,82
Подсолнечник
0,57
0,45
Овес
0,86
0,42
Подсолнечник
1,20
0,97
Пшеница озимая
0,22
0,35
Пшеница озимая
0,49
0,56
Пшеница озимая
0,39
0,44
Овес
3,17
1,54
Овес
3,51
2,13
Овес
0,50
0,67
Мн.травы
1,09
0,81
Мн. травы
0,56
0,61
Горох
3,03
1,71
68
Нами были проанализированы данные за 3 года исследования (таблица 9)
по содержанию радионуклидов в продукции растениеводства Орловской области
на разных типах почв по контрольным точкам.
На каждой изучаемой нами почве в один год исследования были посеяны
три вида растительности.
По результатам обследования (таблица11) видно, что полученные нами
данные не однородны. На черноземах оподзоленных наибольшее и наименьшее
содержание цезия -137 в пшенице озимой и составило в 2014 году 0,96 Бк/кг, в
2015 году 0,20 Бк/кг. Наименьшее содержание стронция-90 составило 0,32 Бк/кг в
2013 году при посеве пшеницы озимой, а наибольшее содержание в 2014 году при
посеве подсолнечника и составило 2,27 Бк/кг.
На темно-серых лесных почвах наибольший вынос цезия-137 в 2013 году
при посеве кукурузы и составил 1,13 Бк/кг, в 2014 году вынос уменьшился до 0,39
Бк/кг, а в 2015 увеличился до отметки
1,01 Бк/кг. В 2014 году при посеве
кукурузы наблюдался наименьший вынос стронция-90 растительностью и
составил 0,35 Бк/кг, наибольший вынос прослеживался в 2013 году при посадке
двух разных культур и составил в двух случаях по 0,74 Бк/кг.
На серой лесной почве наименьшее содержание цезия-137 составила 0,16
Бк/кг в 2014 году при посеве пшеницы озимой, а наибольшее содержание
прослеживается в 2013 году при посеве пшеницы озимой и составило 2,08 Бк/кг и
2,70 Бк/кг в 2015 году при посеве гречихи. Наименьшее содержание стронция-90
составил 0,21 Бк/кг в 2014 году при посеве пшеницы озимой. Наибольший вынос
прослеживается в трех случаях: 1) в 2013 году при посеве пшеницы озимой и
составил 1,13 Бк/кг; 2) при посеве ячменя в 2014 году и составил 1,02 Бк/кг; 3)
1,82 Бк/кг в 2015 году при посеве гречихи.
На светло-серой лесной
почве наименьшее содержание стронция
прослеживается в 2013 году 0,35 Бк/кг при посеве пшеницы озимой, наибольшее
содержание в 2014 году при посеве овса составило 2,13 Бк/кг. Наибольшее
содержание цезия в 2013 году при посеве овса составило 3,17 Бк/кг, в 2014 году
при посеве той же культура показатель увеличился до 3,51 Бк/кг, также
69
наибольшее содержание составило при посеве гороха в 2015 году 3,03.
Наименьший показатель содержания цезия в 2013 году при посеве пшеницы
озимой составил 0,22 Бк/кг.
4.6. Миграция Cs137 иSr90 из почвы в сельскохозяйственные культуры и
их взаимосвязь
В настоящее время радиоактивность почв и растений определяется в
основном радиоизотопами цезия и стронция. С момента аварии удельная
радиоактивность растительности непрерывно падала.
Цезий-137 и стронций-90 отличаются по подвижности в почве. Sr90
относится к подвижному элементу, в то время как Cs137– малоподвижный. Ряд
авторов
[112,
113]
считают,
что
гидрофильность
и
не
способность
адсорбироваться на илистых фракциях обуславливает подвижность Sr90. Более
80% стронция находится в доступных формах для фитоценоза.В то время как
цезийабсорбируется на глинистых минералах и со временем плотно фиксируется
в почве, становится малодоступным для фитоценозов. [136, 64]. Коэффициент
миграции Sr90но порядок вышеCs137.
Радиоактивное загрязнение имеет такую особенность как не изменять
уровень плодородия почв, но накапливаться в урожае, поэтому предельно
допустимая концентрация радионуклидов установлена на продукты питания для
человека и корма для животных, но не для почвы. Как видно из полученных
данных,
что
предельно
допустимая
концентрация
радионуклидов
в
растительности не превышает нормы прописанной в СанПиНе 2.3.3.1078-01 и
МУК 2.6.1.717-98.
Нами была установлена закономерность миграции радионуклидов из почвы
в сельскохозяйственные культуры в условиях Орловской области на разных типах
почв, на основании
полученных
результатов за три года исследования.
Полученные данные приведены в таблице 10.
Вынос радионуклидов сельскохозяйственными растениями зависит от
биологических особенностей. Было выявлено, что кальцелюбивые растения
позлащают обычно больше радионуклидов, чем растения, которые бедны
70
кальцием. Так, например стронций-90 и цезий-137, в 2 – 6 раза больше
поглощаетсязернобобовыми культурами, чем злаковыми [27, 108].
Поскольку злаковые культуры занимают последнее место по накоплению
радионуклидов, как для Cs137, так и для Cr90, поэтому выявление закономерности
миграции
радионуклидов
из
почвы
в
сельскохозяйственные
культуры
проводились по пшенице озимой [128,115, 116, 119].
Таблица 10 – Сравнительная характеристика содержания Cs₁₃₇ и Sr₉₀ в почве и
сельскохозяйственной продукции.
Тип почвы
Радиологические показатели Бк/кг
pH
Механический
Цезий-137
Стронций-90
состав
почва
растительн
почва
растительн
ость
ость
Чернозем
5,9 тяжелосуглинистая
158,56
1,14
6,18
1,13
оподзоленный
Темно-серая
5,7 среднесуглинистая
306,12
1,64
6,25
1,69
лесная
Серая лесная
5,9 легкосуглинистая
316,25
2,65
8,11
1,81
Светло-серая
лесная
5,9
тяжелосуглинистая
239,90
1,10
7,92
1,35
Накопление радионуклидов в урожае сельскохозяйственных растений
зависти от количества стронция-90 и цезия-137 в почве. Плотность загрязнения
территории
прямо
пропорционально
зависит,
сколько
будет
поступать
радиоактивных веществ в растения. Чем больше плотность загрязнения
территории, тем больше радиоактивных веществ поступает в растения.Такая
зависимость будет сохраняться до тех пор, пока радиоактивные вещества не будут
отрицательно влиять на рост растений, и количество урожая.
По содержанию цезия-137 в почвенных разнообразиях можно построить
хронологический ряд, серая лесная почва (361,25 Бк/кг) → темно-серая лесная
почва (306,12 Бк/кг) → светло-серая лесная почва (239,90 Бк/кг) → чернозем
оподзоленный (158,56 Бк/кг).
Вынос радионуклидов растительностью имеет
другой вид ряда: серая лесная почва (2,65 Бк/кг) → темно-серая лесная почва (1,64
Бк/кг) → чернозем оподзоленный (1,14 Бк/кг) → светло серая лесная почва (1,10
Бк/кг).
71
Также, построим ряд, по содержанию стронция-90 начиная с серой лесной
почвы (8,11 Бк/кг) → светло-серая лесная почва (7,92 Бк/кг) → темно-серая лесная
почва (6,25 Бк/кг) → чернозем оподзоленный (6,18 Бк/кг). Вынос стронция-90
растительностью тоже имеет другой вид: серая лесная (1,81 Бк/кг) → темно-серая
лесная (1,69 Бк/кг) → светло-серая лесная (1,35 Бк/кг) → чернозем оподзоленный
(1,13 Бк/кг).
Один
из
факторов
влияющий
на
вынос
радионуклидов
сельскохозяйственными растениями это кислотность почвы. Если почва будет
кислой (рН 4,0 – 4,5) то поступление радионуклидов в растения будет
значительно выше, чем на слабокислых почвах (рН 6,0 и более). Снижение
кислотности почвы приведет к уменьшению перехода радионуклидов в растения.
Так, в зависимости от кислотности почвы содержание сторонция-90 и цезия-137 в
растениях может изменяться в 10 – 15 раз. Все исследуемые нами почвы имеют
рН 5,7 – 5,9, что позволяет отнести их к почвам близким к нейтральным, поэтому
в данном случае нельзя произвести закономерность миграции радионуклидов из
почвы в сельскохозяйственные культуры.
Также еще одним из факторов на поступление радионуклидов из почвы
растениями важную роль играет механический состав почвы который определяет
поглотительную способность. Почва тяжелого механического состава отличается
высокой поглотительной способностью по сравнению с среднего и легкого
механического состава. Рассматривая гранулометрический состав чернозема
оподзоленного и светло-серой лесной почвы выделили, что тяжелосуглинистая
почва
обладает
большой
поглотительной
способностью.
В
черноземе
оподзоленном вынос Cs137составил 1,14 Бк/кг, на светло-серой лесной почве 1,10
Бк/кг, темно-серая лесная почва имеет среднесуглинистый механический состав и
вынос цезия составил 1,64 Бк/кг, легкосуглинистый механический состав имеет
серая лесная почва и вынос радионуклида составил 2,65 Бк/кг. Такая же
закономерность прослеживается при выносе Cr90. Чернозем оподзоленный 1,13
Бк/кг, светло-серая лесная 1,35 Бк/кг, темно-серая лесная 1,69 Бк/кг, серая лесная
1,81 Бк/кг соответственно.
72
Можно сделать вывод, что накопление радионуклидов в растения зависит
от плотности загрязнения почвенного покрова, биологических особенностей
растений, кислотность почвенного покрова и механического состава.
4.7. Содержание тяжелых металлов в разных типах почв
Физические, химические и биологические свойства почвы могут заметно
изменяться, если в почву будут поступать большое количество тяжелых металлов,
что может привести к ухудшению почвенного плодородия [4].Также тяжелые
металлы негативно воздействуют на растения, поступая они могут привести к
снижению продуктивности, нарушить обмен веществ, а также привести к
снижению качества продукции. Бабаева И.П [19] и Гришина А.В. [56] в своих
книгах указывают на снижение биологической активности почв, другие авторы
[8] отмечают нарушение численности отдельных групп микроорганизмов, а так
же изменение ферментативных активности почв.
Усиление фитотоксичности тяжелых металлов происходит, как правило, с
изменением биологических свойств почв. Кабата-Пендиас А. [75] давно изучает
влияние тяжелых металлов на уровне микроэлементов. При загрязнении почв
тяжелыми металлами ухудшаются такие свойства как: структура, повышение
плотности, снижается водопроницаемость и общая порозность, ухудшается
водно-воздушный режим почв [57]. Также тяжелые металлы снижают содержание
гуминовых кислот в гумусе почв, и повышает содержание фульвокислот[109].
При проведении исследования нами во всех отобранных образцах были
обнаружены такие тяжелые металлы как: цинк (Zn), медь (Cu), свинец (Pb),
кадмий (Ca). Все данные представлены в таблице 11.
73
Таблица 11 – Сводная таблица зависимости от типы почв и агрохимических показателей.
На основе данных 2013 – 2015 гг.
№
Тип почв
Zn
Cu
Pb
Cd
образца
мг/кг мг/кг
мг/кг
мг/кг
1
пойменная болотная глеевая
5,61
1,42
2,7
0,1
2
пойменная иловато-торфяно-болотная
7,8
1,25
9,3
0,18
3
пойменные зернисто-слоистые
23,8
1,98
6,4
0,37
4
иловато-болотно глеевые
3,49
0,83
4,18
0,1
5
почвы овражно-балочных склонов
16,16
1,55
4,63
0,41
6
иловато-болотно торфяные
4,46
1,08
4,35
0,12
7
дерново-намытые
20,56
1,76
9,22
0,52
8
светло-серая лесная
14,5
1,95
9,53
0,8
9
серая лесная
28,3
31,6
9,55
0,63
10
темно-серая лесная
21,19
14,14
47,42
0,82
11
дерново-подзолистая
7,95
1,36
6,91
0,2
12
торфянники
6,04
0,94
5,93
0,13
13
чернозем выщелоченный
33,85
1,69
4,55
0,2
14
чернозем влажно-луговой
6,59
26,9
3,55
0,7
15
чернозем луговой
25,33
2,2
7,9
0,6
16
чернозем оподзоленный
30,15
2,67
12,78
0,86
Цинк.Данный металл относится к сравнительно подвижным элементам в
почве, также цинк является одним из главных микроэлементов. Согласно ГОСТу
17.4.1.0283[40]цинк относится к I классу опасности.
При значении рН<6 растворимость цинка начинает
увеличиваться, в
присутствии фосфатов и более высоком рН почвы усвояемость цинка растениями
понижается. Если значение рН>6 в почве происходит накопление цинка в
больших количествах. Загрязнение почв данным металлом является серьезной
экологической проблемой, поскольку страдают многие виды растений. Также при
увеличении содержания цинка в продуктах питания и в компоненте окружающей
среды цинк может негативно отражаться на здоровье человека.
74
Рисунок 32 – Содержание Zn на разных типах почв по контрольным точкам
Содержание ПДК цинка в почве установлен на уровне 23,0 мг/кг[39].
Содержание Zn в исследуемых почвах (рисунке 32) варьировало в пределах от
3,49 до 33,85 мг/кг. Наибольшая концентрация Zn наблюдается в черноземах
выщелоченных 33,85 мг/кг, что на 10,85 больше значения ПДК, также содержание
цинка превышает черноземах луговых и составляет 25,33 мг/кг и в черноземах
оподзоленных 30,15 мг/кг соответственно, а наименьшее содержание на иловатых
болотных глеевых почвах 3,49 мг/кг что меньше ПДК на 19,51 мг/кг.В пойменно
зернисто-слоистой почве содержание цинка незначительно превышает ПДК и
составляет 23,8 мг/кг.
Медь.Согласно ГОСТу 17.4.1.0283 [40] медь относится ко II классу
опасности. Ионы меди намного подвижнее, чем ионы кадмия. Высокая
подвижность меди создает благоприятные условия для усвоения его растениями.
Медь легче вымывается из почвы чем свинец. При значении рН<5 в почве
заметно увеличивается растворимость соединения меди. Если содержание меди
75
составляет 20 мг на кг сухого вещества то при такой концентрации у растений
проявляется токсикологический эффект, хотя медь и считается необходимой для
жизнедеятельности
растений.
При
концентрации
около
0,1
мг/л
токсикологическое воздействие происходит на микроорганизмы. В минеральном
слое подвижность меди выше, чем в гумусном слое.Выбросы металлургических
предприятий, осадки сточных вод, органические и минеральные удобрения –
источники поступления меди в экосистемы.
Рисунок 33 – Содержание Cu на разных типах почв по контрольным точкам
Содержание ПДК меди в почве установлен на уровне 3,0 мг/кг [39].
Содержание Cu на изучаемых почвах варьировало от 0,83 до 26,9 мг/кг.
Наибольшая концентрация Cu наблюдается (рисунке 33) на серых лесных
почвах и составляет 31,6 мг/кг, что на много превышает ПДК (28,6 мг/кг)также
содержание меди превышает на темно-серой лесной почве и составляет 14,14
мг/кг и на черноземе влажно-луговой 26,9 мг/кг соответственно, а наименьшее
76
содержание на иловато-болотные глеевых почвах 0,83 мг/кг, что меньше ПДК на
2,17 мг/кг и 0,94 мг/кг на торфяниках что на 2,06 мг/кг ниже ПДК. В исследуемых
почвах прослеживается или повышенное содержание меди или недостаток.
Свинец.Данный элемент относится к I классу опасности [40]. Даже при
низком значении рН ионы свинца малоподвижны, поэтому у свинца проявляется
тенденция к накоплению в почве. Скорости вымывание свинца на разных типах
почв разная и колеблется от 3 до 30 г/год, а фоновая концентрация свинца
составляет от 10…70 мг/кг. В разных районах количество выносимого свинца
может составить 40…530 г/год. В нейтральной или щелочной среде свинец
образует гидроксид, если в почве присутствует растворимые фосфаты гидроксид
переходит в труднорастворимые фосфаты.
Источник поступления свинца происходит при выбросе металлургических
предприятий,
автомобильного
транспорта,
осадки
промышленных
и
коммунальных сточных вод, а также инсектициды, в состав которых он входит.
Почва является естественным барьером на пути миграции и поступления
свинца в растения и грунтовые воды, обладает высокой способностью закреплять
поступающей в нее элемент [93]
Люди и животные менее устойчивы к свинцу, чем растения, поэтому
следует более тщательно следить за концентрацией свинца в продуктах
питания.Поступление
свинца
из
почвы
в
пропорционально росту его содержания в почве.
растения
увеличивается
не
77
Рисунок 34 – Содержание Pb на разных типах почв по контрольным точкам
Содержание ПДК свинца в почве (рисунке 34) установлен на уровне 6,0
мг/кг [39]. Содержание Pb в изучаемых почвах варьировало в пределах от 2,7 до
47,42 мг/кг. Наибольшая концентрация наблюдается, но темно-серых лесных
почвах и составляет 47,42 мг/кг, что выше ПДК на 41,42 мг/кг и на черноземах
оподзоленных 12,78 мг/кг что на
6,78 превышает ПДК. Также предельно
допустимая концентрация превышает на 2,22 и на 3,55 мг/кг на таких почвах как
дерново-намытые (9,22 мг/кг), светло-серая лесная (9,53 мг/кг) и на серой лесной
почве (9,55 мг/кг). Наименьшее содержание свинца на пойменнойболотной
глеевой почве и составляет 2,7 мг/кг, что меньше ПДК на 3,3 мг/кг. Содержание
свинца в пойменной зернисто-слоистых почвах почти соответствует норме ПДК и
составляет 6,4 мг/кг.
Кадмий. Данный элемент относится кI классу опасности [40]. Кадмий
попадает в почву около 3…35 г/га в год. Промышленные выбросы и сточные воды
являются основным источником загрязнения кадмием, также значительная часть
78
кадмия может попасть в почву с известкованием минеральными и фосфорными
удобрениями, а также с выбросами автотранспорта.
Накопление кадмия не наблюдается в кислых почвах при значении рН<6, а
при значении рН>6 кадмий отлагается в почве. При рН>8 образуется карбонат
кадмия.
В зависимости от типа почв и от концентрации кадмий может сохраняться в
почве в течении 25…30 лет, а в некоторых случаях даже 200…800 лет.
Загрязнение почв кадмием является одной из опасных экологических
проблем, так как он способен накапливаться в растениях выше нормы даже при
незначительном загрязнении почв, также кадмий обладает канцерогенными и
мутагенными свойствами и представляет генетическую опасность.
Рисунок 35 – Содержание Cd на разных типах почв по контрольным точкам
79
Содержание ПДК кадмия в почве установлен (рисунке 35) на уровне 0,5
мг/кг [39]. Содержание Cd в изучаемых нами почвах составило от 0,1 до 0,86
мг/кг. В изучаемых нами почвенных разнообразиях концентрация кадмия не
превышает только в четырех образцах: пойменная болотная глеевая почва (0,1
мг/кг), иловато-болотная глеевая почва (0,1 мг/кг), дерново-подзолистая почва
(0,2 мг/кг), чернозем выщелоченный (0,2 мг/кг). В остальных почвах содержание
кадмия превышает предельно допустимую концентрацию в пределах от 0,36 до
0,1 мг/кг.
По результатам обследования можно сделать выводы, что концентрация
цинка превышаетв серых лесных почвах, вчерноземах выщелоченных почвах,
вчерноземах луговых, в черноземах оподзоленных, а в пойменной зернистослоистой почве ПДК превышает незначительно.
Медь превышает в таких почвах как серая лесная, темно-серая лесная,
чернозем влажно-луговой.
Концентрация цинка значительно сильно превышает ПДК на темно-серых
лесных, и на черноземах оподзоленных, незначительно превышает на дерновонамытых, светло-серых лесных и на серой лесной почве.
Кадмий превышает свою концентрацию в таких почвах как: пойменные
иловато-торфяно-болотная, пойменные зернисто-слоистые, почвы оранжевобалочных склонов, иловато-болотно торфяные, дерново-намытые, светло-серая
лесная, серая лесная, темно-серая лесная, торфяники, чернозем влажно-луговой,
черноземы луговые, чернозем оподзоленный.
При высокой концентрация в почве меди и цинкапроисходит замедление
роста и ухудшение плодоношения, в конечном итоге это приводит к резкому
уменьшению урожайности. Избыток свинца также снижает урожайность и резко
ухудшает качество продукции выращенной на данной почве. При высокой
токсичности кадмия у растений проявляется хлороз листьев, повреждается
корневая система и наблюдается задержка роста. Растения одного вида посеянные
на разных типах почв накапливают разное количество тяжелых металлов.
80
При ухудшении любого из составляющих агроландшафта получить чистую
продукцию и качественный урожай нельзя. Важно установить нормы поступления
тяжелых металлов из почвы в растения.
4.8. Технологии восстановления почв от загрязнения тяжелыми
металлами и радионуклидами
Тяжелые металлы относятся к весьма стойким загрязнителям и проблемам
очистки почв весьма сложна. Очищение почв естественными процессами
проходит очень медленно. Если вносить водорастворимые соли тяжелых
металлов в почву то можно усилить их миграцию, усиление миграции происходит
в первый год, а в последующие года вымывание тяжелых металлов из
корнеобитаемого слоя резко снижается.
Экологический мониторинг дал возможность разработать мероприятия,
которые позволили снизить загрязнение почв тяжелыми металлами.
Чтобы снизить токсичность загрязнителей и оптимизировать вегетационный
период
растений
можно
вносить
органические,
минеральные
и
органоминеральные удобрения. Для получения удовлетворительных результатов
следует применять органические и минеральные удобрения совместно [124].
Также можно культивировать растения, которые будут устойчивы к тяжелым
металлам. Выведение новых культурных растений, которые не будут накапливать
значительное количество тяжелых металлов в свои органы. Данные метода можно
отнести к технологическим мероприятиям, который представляет современные
технологии.
Снизить подвижность тяжелых металлов можно путем запашки сложных
органических удобрений, навоза и зеленого удобрения. Также можно проводить
промывку почв разбавленной соляной кислотой с последующим внесением
форсфорно-магниевых удобрений и силиката кальция [7, 10]. Данные метода
можно отнести к химическим мероприятиям по снижению концентрации тяжелых
металлов в почве и в переводе их в малоподвижные формы.
Также можно произвести удаление и захоронения верхнего загрязненного
слоя почвы, после чего завести чистый плодородный слой и засыпать его высотой
81
до 10-12 см на загрязненную поверхность[7, 107], более эффективен в условии
промышленного режима. Чтобы оказать благоприятное воздействие на развитие
растительности можно произвести насыпку на загрязненную почвудвухслойного
покрова слоем до 15 см.Данные действия можно отнести к механическим
мероприятиям. Данные мероприятия эффективны первые 4-5 лет, далее
наблюдается загрязнение насыпного слоя тяжелыми металлами в связи засоления
ими при выпадении незначительного количества осадков[21].
Для
снижения
загрязнения
радионуклидами
в
продуктах
сельскохозяйственной продукции разрабатывают агротехнические мероприятия,
при которой учитывают особенности поведения радионуклидов в почве,
почвенно-климатические условия и систему земледелия [9]. В условиях
радиоактивного загрязнения одно из эффективных агротехнических мероприятий
система подбора культур в севообороте.
На вынос радионуклидов сельскохозяйственной продукции влияет также
внесение в почву органических и минеральных удобрений. При внесении
калийных удобрений поступление 137Scи 90Sr в растения снижается в результате
неизотопного разбавления. Внесении фосфорных удобрений при кислотности
почвы близкой к нейтральной происходит соосаждение 90Sr. Азотные удобрения
следует применять в первую очереди для повышения плодородия.
Внесение извести на кислых почвах приводит к уменьшению концентрации
90Sr в урожае не только за счет его осаждения и неизотопного разбавления
кальцием, но и за счет увеличения урожайности [86].
При значительно сильном загрязнении радионуклидами почв рекомендуется
возделывать технические культуры, при посадке технической современные
технологии переработки со временем позволит получать безопасную продукцию.
82
Выводы:
1.
При анализе содержания цезия-137 по районам сделаем вывод,что в
черноземах оподзоленных за три года исследования в Глазуновском и
Свердловском районе прослеживается уменьшение цезия-137, а в Мценском
районе содержание выросло, но не значительно. На темно-серой лесной почве в
Дмитровском районе прослеживается уменьшение, в Болховском районе
содержание возросло, а в Малоархангельском районе за три года исследования
значения практически не изменились. На серой лесной почве в Троснянском и
Дмитровском районе
содержание цезия выросло, а в Болховском районе
содержание уменьшилось.
2.
Содержание стронция-90 по районам можно сделать следующие
выводы, что за три года исследования на черноземах оподзоленных в Мценском и
Свердловском районе содержание возросло, а в Глазуновском районе содержание
уменьшилось в незначительной степени. На темно-серой лесной почве в
Дмитровском иБолховском районе содержание стронция-90 снизилось, но не
значительно, а в Малоархангельском районе содержание возросло. На серой
лесной почве в Болховском и Троснянском районе содержание выросло.
Уменьшилось содержание в Дмитровском районе. На светло-серой лесной почве
по всем трем районам содержание стронция за три года уменьшилось.
3.
При
изучении
содержания
обменного
калия
по
районам
прослеживается следующая закономерность, за три года исследования на в
Глазуновском и Свердловском районе содержание обменного калия уменьшилось.
Во Мценском районе содержание увеличилось. На темно-серой лесной почве в
Дмитровском районе содержание обменного калия уменьшилось. В Болховском
районе в 2013 и в 2015 году содержание обменного калия не изменилось. В
Малоархангельском районе содержание значительно возросло. На серой лесной
почве в Болховском районе содержание увеличилось, в Троснянском районе
содержание в первый год исследования и в последний год исследования почти не
изменилось, но во второй год содержание увеличилось. В Дмитровском районе
83
содержание уменьшилось. На светло-серой лесной почве во всех исследуемых
районах содержание обменного калия возросло.
4.
При анализе на содержание подвижного фосфора делаем следующие
выводы, что за три года исследования на черноземе оподзоленном во всех трех
районах содержание подвижного фосфора увеличилось. На темно-серой лесной
почве в Димитровском районе содержание совсем не значительно изменилось. В
Болховском районе значение уменьшилось. В Малоархангельском районе
содержание подвижного фосфора увеличилось. На серой лесной почве
содержание не значительно увеличился в Болховском районе, также содержание
увеличилось и в Дмитровском районе, а в Троснянском районе содержание
уменьшилось. На светло-серой лесной почве в Болховском и Урицком районе
содержание подвижного фосфора увеличилось, увеличение прослеживалось в
Знаменском районе.
5.
При анализе почвенных разнообразий по контрольным точкам на
содержание цезия-137 за три года исследования нами была выявлена следующая
закономерность, что самое большое содержание цезия-137 содержится в серых
ленных почвах и составляет 361,25 Бк/кг, а наименьшее количество в черноземах
оподзоленных 158,55 Бк/кг.
6.
Содержание стронция-90 за три года исследования по контрольным
точкам показали следующие результаты, что стронция-90 также как цезия-137
наибольшее количество содержится в серых лесных почвах и составляет 8,12
Бк/кг, наименьшее содержание в черноземах оподзоленных и составляет 6,18
Бк/кг соответственно.
7.
При
изучении
содержания
обменного
калия
в
почвенных
разнообразиях по контрольным точкам можно сделать следующие выводы, что
наибольшее содержание прослеживается в 2015 году на черноземах оподзоленных
22,4 мг/кг, темно-серая лесная 18,8 мг/кг, серая лесная 22,2 мг/кг, а на светлосерых лесных почвах наибольшая концентрация обменного калия составила в
2013 году и составляет 14,4 мг/кг соответственно.
84
8.
При изучении содержания подвижного фосфора в почвенных
разнообразиях по контрольным точкам нами было отмечено, что на черноземах
оподзоленных прослеживается увеличение содержания подвижного фосфора (с
19,75 мг/кг в 2013 году до 21,55 мг/кг 2015 году). На темно-серых лесных, серых
лесных, светло-серых лесных почвах в 2014 году прослеживается уменьшение
концентрации подвижного фосфора, а в 2015 году показатели снова возросли
9.
При обследовании продуктов сельского хозяйства, выращенных на
данных контрольных точкахза тир года исследования видна не однородность.
Анализируя данные видно, что при посеве на одной и той же почве разные или
одинаковые сельскохозяйственные культуры вынос радионуклидов в каждый год
исследования разный.
10.
Изучена закономерность миграции радионуклидов из почвы в
сельскохозяйственные культуры. Установлено, что вынос радионуклидов зависит
от биологических особенностей растительности, от плотности загрязнения
территории, т.е чем больше плотность тем больше вынос радионуклидов. Также
на миграцию радионуклидов влияет кислотность почвы, чем кислее почва, тем
больше вынос радионуклидов. Еще одним фактором является механический
состав почвы. Почва тяжелого механического состава отличается высокой
поглотительной
способностью
по
сравнению
со
среднего
и
легкого
механического состава.
11.
По результатам наших исследований по контрольным точкам
установлено, что содержание цинка превышает значение ПДК на 4 типах почв, 3
из которых относятся к черноземам, а именно чернозем выщелоченный (33,85
мг/ГК), чернозем луговой (25,33 мг/кг), чернозем оподзоленный (30,15 мг/кг), а
также на серой лесной почве (28,3 мг/кг). Наименьшее количество цинка на
иловото-болотно торфяных почвах (3,49 мг/кг). Медь значительно превышает
ПДК на 3 типах почв, а именно на серой лесной (31,6 мг/кг), темно-серой лесной
(14,14 мг/кг) и на черноземе влажно-луговой (26,9 мг/кг). Наименьшее на иловато
болотных глеевых (0,83 мг/кг) и на торфяниках (0,83 мг/кг). Свинец значительно
сильно превышает ПДК на темно-серых лесных почвах (47,42 мг/кг) и на
85
черноземах оподзоленных (12,78 мг/кг). Не значительно превышает на дерновонамытых почвах (9,22 мг/кг), светло-серых (9,53 мг/кг) и на серой лесной почве
(9,55 мг/кг). Наименьшее содержание на пойменныеболотно глеевой почве ( 2,7
мг/кг). Кадмий не превышает значение ПДК всего на четырех исследуемых
почвенных разнообразиях как, пойменные болотно глеевая и иловато болотно
глеевые (0,1 мг/кг), дерново-подзолистая и чернозем выщелоченный (0,2 мг/кг).
12.
Для
поддержания
экологически
чистой
почвы
предполагается
системное и рациональное применение методов по снижению количества
радионуклидов и тяжелых металлов в почве с использованием разных методов
(внесение органических, минеральных и органоминеральных удобрений, ее
химическая обработка, проводить выемку загрязненного слоя грунта и ее
транспортировка.
86
Списоклитературы
1.
Boutron C.F., Gorlach U., Candelone J.P., Bolshov M.A., Delmas R.J.
Decrease in anthropogenic lead, cadmium and zinc in Greenland snows since the late
1960s. Nature. 1991. V.353. № 6340. P. 153-156.
2.
Gray J.E., Theodorakos P.M., Bailey E.A., Tirner R.R. Distribution,
speciation, and transport of mercury in stream sediment, stream water, and fish
collected near abandoned mercury mines in southwestern Alaska, U.S.A. // Sci. Total.
Environ. 2000. V. 260. P. 21–33.; Kim at al., 2000; Munthe at al., 2001; Rytuba, 2000;
Sladek at al., 2003
3.
Griffin T.M., Rabehorst M.C., Fanning D.S. Iron and trace metals in some
tidal marsh soils of the Chesapeake Bay // Soil Sci. Soc. Am. J. 1989. V. 53. P. 1010–
1019.
4.
Ibanez J.J. Future of soil science / J.J. Ibanez // The future of soil science /
Ed. A.E. Hartemink. - Wageningen: IUSS, 2006. – P. 60–62.
5.
Jang H.M., Seo Y.C., Lee J.H. et al. Formation of fine particles enriched by
V and Ni from heavy oil combustion: Anthropogenic sources and drop-furnace
experiments // Atmos. Environ. 2007. V. 41. P. 1053–1063.
6.
Jankauskaite
M.
et
al.
SunkinjumetalupasiskirstymasKalvotugeosistemudirvozemyje. «Геогр. ужегодник». Т.
22-23: Геоэкол. пробл. Вильнюс, 1986. С. 137-145.
7.
Kitagishi K., Yamane I., Eds. Heavy Metal Pollution in Soil of Japan,
Japan Science Society Press, Tokyo, 1981, 302 p.
8.
Mania J. Evolution of iron and manganese concentrations in presence of
carbonates and clays in the alluvial ground water, s of the Ognon (Frache– Comte,
France) // J. Mania, P. Chauve, P. Verjus // Geoderma. – 1989. – V. 44. № 2–3. – P.
219–228.
9.
McGrath S. P., Sidoli C. M., Baker A. J.M., Reeves R. D. Using plants to
clean up heavy metal in soils.// 15 th World Congr. Soil Sci., Acapulco, July, 1994:
Trans. Vol. 4a Commiss. 3Symp.–Mexico, 1994, p. 362-363.
87
10.
Papassiori N., Tambouris S., Kontopoulos A. Removal of heavy metals
from calcareous contaminated soils by EDTA leaching.// Water, Air and Soil Pollut.–
1999, v.109, N 1-4, p. 1-15.
11.
Агеец В.Ю. Система радиоэкологических контрмер в агросфере
Беларуси/ Республиканское научно-исследовательское унитарное предприятие
"Институт радиологии". – Мн., 2001. – 250 с.
12.
Айтбаева А., Бисекенов Т.Д., Есенаманова М.С. Радиоактивность
почв, и радиационное состояние хвостохранилища «Кошкар – Ата» в
Мангистауской области.
13.
нагрузки
Алтухова
Е.Ю. Оценка
на
загрязненную
почву,
предельно-допустимой
тяжелыми
металлами,
техногенной
путем
учета
фитомассы растений: автореф. дисс. ... канд. биол. наук: 03.02.08 /Алтухова
Екатерина Юрьевна. –М., 2010. –24с.
14.
Анненков Б. Н. Основы сельскохозяйственной радиологии.- / Б.Н.
Анненков Е.В. Юдинцева.- М.: Агропромиздат,1991.-287с.
15.
Анненков Б.Н. Миграция 90Sr, 137Cs, 131I по цепи корм-
сельскохозяйственные животные-продукты животноводства / Б.Н.Анненков //
Проблемы и задачи радиоэкологии животных. М.: Наука, 1980. - 257 с.
16.
Атлас современных и прогнозных аспектов последствий аварии на
Чернобыльской АЭС на пострадавших территориях России и Белоруссии / Под
ред. Израэля Ю. А. и Богдевича И. М. / – М: – Минск: – 2009. Фонд
«Инфрасфера» – НИА «Природа». 2009. – 140с.
17.
Ахтырцев Б. Ф, Соловиченко В. Д. Изменение запаса гумуса в
лесостепных и степных почвах под влиянием интенсивного земледельческого
использования и водной эрозии// Почвоведение. 1984. № 3. С. 84-90.
18.
Бабкина Э.И., Сатаева Л.В., Сурнин В.А. Загрязнение почв
Российской Федерации пестицидами и тяжелыми металлами за 10 лет //
Современные проблемы загрязнения почв. Межд. научн. конф. М., 2004. С. 28–30
88
19.
Бабьева И.П. Изменение численности микроорганизмов в почвах при
загрязнении тяжелыми металлами / И.П. Бабьева, С.В. Левин, И.С. Решетова //
Тяжелые металлы в окружающей среде. – М., 1980. – С. 115.
20.
Белицина Г.Д., Васильевская В.Д., Гришина Л.А., Евдокимова Т.И.
Почвоведение Том 1 — М.: Высшая школа, 1988. – 400c.
21.
Белоус
Н.М.
Воспроизводство
плодородия
и
реабилитация
радиоактивно загрязненных дерново-подзолистых песчаных почв юго-запада
России: Дис.доктор сельскохозяйственных наук: 06.01.04 / Белоус Николай
Максимович; - М., 2000. -423с.
22.
Беляев
А.
Б. Многолетняя
динамика
свойств
черноземов
выщелоченных под разными лесонасаждениями / А. Б. Беляев // Почвоведение. 2007. - N 8. - С.
23.
Бердоносов С.С., Сапожников Ю.А. Ионизирующее излучение и
окружающая среда // Соросовский образовательный журнал, Химия. 2001. Т. 7. №
2. С. 40-46.
24.
Большаков В.А., Краснова Н.М., Борисочкина Т.И., Сорокин С.Е.,
Граковский В.Г. Аэрогенное загрязнение почвенного покрова тяжелыми
металлами: источники, масштабы, рекультивация. М.: Почв. ин-т им. В.В.
Докучаева, 1993. 90 с.
25.
Большаков В.А. и др. Тяжелые металлы в окружающей среде и охрана
природы: Материалы 2-й Всесоюзной конференции, 28-30 декабря, 1987 г. 4.1. М., 1988. С.201-203
26.
БОЛЬШАЯ ЛЕНИНГРАДСКАЯ БИБЛИОТЕКА - РЕФЕРАТЫ -
Взаимодействие радионуклидов с почвой. [Электронный ресурс]. – 2010. Режим
доступа:
http://www.6yket.ru/selskoe_lesnoe_xozyajstvo_i/vzaimodejstvie_radionuklidov_s_poc
hvoj.html
27.
Бударников В.А., Киршин В.А., Антоненко А.Е. Радиобиологический
справочник. – Мн.: Урожай, 1992. – 336с.
89
28.
Бурлакова Е. Б. Действие сверхмалых доз биологически активных
веществ и низкоинтенсивных физических факторов // Российский химический
журнал. – 1999. – Т. XLIII. – № 5. С. 3-11.
29.
БушуевН.Н.
мероприятияпо
Накопление
рациональному
тяжѐлых
металлов
использованию
растениями
и
загрязнѐнных тяжѐлыми
металлами почв. – М.: ФГОУ ВПО «Российский университет дружбы народов»,
2007.
30.
Варава О.А. Почвы речных долин городских территорий. Автореф.
дис. канд. биол. наук: 03.00.07/ Варвара Ольга Александровна – М., 2010. – 200с.
31.
Васильева
З.В.
Учебно-методическое
пособие
по
физиологии
растений./З.В. Васильева. – М.:Просвещение,1997. – 358с.
32.
Виленский Г.И. История почвоведения в России. // - М.: Изд-во
Советская наука, 1958. – 239 с.
33.
Водяницкий Ю.Н. Тяжелые металлы и металлоиды в почвах. – М.:
ГНУ Почвенный институт им. Докучаева, 2008. – 86с.
34.
Водяницкий Ю.Н., Васильев А.А., Савичев А.А., Чащин А.Н. Влияние
техногенных и природных факторов на содержание тяжелых металлов в почвах
Среднего Предуралья (г. Чусовой и окрестности) // Почвоведение. 2010. № 5. С.
1089–1099.
35.
Водяницкий Ю.Н., Ладонин Д.В., Савичев А.Т. Загрязнение почв
тяжелыми металлами. Учебное пособие. – М.: Изд-во Почвенного института им.
В.В. Докучаева РАСХН, 2012. – 306с.
36.
Воробейчик Е.Л., Козлов М.В. Воздействие точечных источников
эмиссии поллютантов на наземные экосистемы: методология исследований,
экспериментальные схемы, распространенные ошибки // Экология. 2012. № 2. С.
83–91.
37.
Гагарина О.М. и др. Основные закономерности распространения
микроэлементов в почвообразующих породах северо-запада РСФСР. В кн.: Гумус
и почвообразование в Нечерноземной зоне. JI., 1985. С. 170-185.
90
38.
География Орловской области./ Ред. Л.Н. Трофимец. Орѐл, Изд-во
ОГУ, 1999. – 96с.
39.
ГН 2.1.7.2041-06. Предельно допустимые концентрации (ПДК)
химических
веществ
в
почве.
–
М.:
Федеральный
центр
гигиены
и
эпидемилогииРоспотребнадзора, 2006. – 15с.
40.
ГОСТ 17.4.1.02–83. Охрана природы. Классификация химических
веществ для контроля загрязнения. М., 1983. – 12с.
41.
ГОСТ 28168-89 Почвы. Отбор проб. – М.: Стандартинформ, 2008. –
42.
ГОСТ
7с.
32161-2013
Продукты
пищевые.
Методы
определения
содержания цезия Cs-137. – М.: Стандартинформ, 2013. – 7с.
43.
ГОСТ
32163-2013
Продукты
пищевые.
Методы
определения
содержания стронция Sr-90. – М.: Стандартинформ, 2013. – 7с.
44.
ГОСТ 54041-2010 Почвы. Методы определения Sr-90. – М.:
Стандартформ, 2012. – 12с.
45.
ГОСТ Р 50683-94 Почвы. Определение подвижных соединений меди и
кобальта по методу Крупского и Александровой в модификации ЦИНАО. – М.:
Стандартформ, 1994. – 16с.
46.
ГОСТ Р 50686-94 Почвы. Определение подвижных соединений
кобальта по методу Пейве и Ринькиса в модификации ЦИНАО. – М.:
Стандортформ, 1994. – 12с.
47.
ГОСТ Р 50686-94 Почвы. Определение подвижных соединений меди
по методу Пейве и Ринькиса в модификации ЦИНАО. – М.: Стандартформ, 1994.
– 10с.
48.
по методу
ГОСТ Р 50686-94 Почвы. Определение подвижных соединений цинка
Крупского и Александровой в модификации ЦИНАО. – М.:
Стандартформ, 1994. – 12с.
49.
ГОСТ Р 53091-2008 (ИСО 10381-3:2001) Качество почвы. Отбор проб.
Часть 3. Руководство по безопасности. – М.: Стрдартформ, 2008. – 17с.
91
50.
ГОСТ Р 54038-2012 Почвы. Методика определения Cs-137 в почвах
сельхозугодий. – М.: Стандартформ, 2012. – 6с.
51.
ГОСТ Р 54040-2010 Продукции растениеводства и корма. Методы
определения_(137)Cs. – М.: Стандартформ, 2010. – 5с.
52.
ГОСТ Р 54650-2011 Почвы. Определение подвижных соединений
фосфора и калия по методу Кирсанова в модификации ЦИНАО. – М.:
Стандартформ, 2011. – 6с.
53.
Государственный доклад «О состоянии и об охране окружающей
среды Российской Федерации в 2007 году». М.: Минприроды РФ. 2008. – 503с.
54.
Григорьян Б.Р., Кулагина В.И. Почвоведение: Учебное пособие по
курсу «Почвоведение»/ Б.Р. Григорьян, В.И. Кулагина. – Казань: Изд-во Казанск.
гос. ун-та, 2008. – 57с.
55.
Гринвуд Н.Н., Эрншо А. Химия элементов. – М.: Бином, 2008. Т. 2. –
56.
Гришина
670 с.
А.В.
Транслокация
тяжелых
металлов
и
приемы
детоксикации / А.В. Гришина, В.Ф. Иванова // Агрохимический вестник – 1997. –
№ 3. – С. 36–41.
57.
Гришина
Л.Г.
Биологическая
активность
почв
и
скорость
деструкционных процессов / Л.Г. Гришина, Г.Н. Копцик, И.В. Сапегина //
Влияние атмосферного загрязнения на свойства почв. – М.: Изд–во МГУ, 1990. С.
81–94.
58.
Гулаков А. В. Радиоэкология: тексты лекций для студентов
специальности Р 154I - 31 01 01 02 «Биология (научно-педагогическая
деятельность)» / А.В. Гулаков; Министерство образования Республики Беларусь.
– Гомель: ГГУ им. Ф. Скорины, 2010. – 67с.
59.
Джирард Дж. Е. Основы химии окружающей среды. Пер с англ. –
М.:Физматлит. 2008. – 640с.
60.
Добежина С.В. Почвоведение. Курс лекций. Учебно-методическое
пособие. − Сочи: Сочинский институт (филиал) Российского Университета
Дружбы Народов, 2013. – 139c.
92
61.
Добровольский
В.
В.
Основы
студ. высш. учеб, заведений/ Всеволод
биогеохимии: Учебник
Всеволодович
Добровольский.
для
—
М.: Издательский центр «Академия», 2003. — 400с.
62.
Добровольский В.В. География почв с основами почвоведения. – М.:
Гуманит. изд. центр ВЛАДОС, 1999. – 384 с.
63.
Долгов А. А. Исследование возникновения, распространения и
экологических последствий от низовых лесных пожаров и очагов горения нефти и
нефтепродуктов на различных типах подстилающей поверхности: Автореф. Канд.
физико-математических
наук:
03.00.16
–
экология
/
Долгов
Александр
Анатольевич; ТГУ. Томск – 2000. – 25с.
64.
Допустимые уровни содержания цезия-137 и стронция-90 (137Cs и
90Sr) в продуктах питания и питьевой воде в Белоруссии, России, Украине и
Японии
[Электронный
ресурс].
–
2007.
–
Режим доступа:
http://slon-
p.livejournal.com/84002.html
65.
Дорожукова С.Л., Янин Е.П. Буровые амбары как источники
загрязнения природных вод в нефтедобывающих районах // Геохимия биосферы.
– М.: Смоленск, 2006. С. 123–125.
66.
Дунаев М., Резвякова С.В. Почвенный покров Орловской области. /
RussianAgriculturalScienceReview, 2015. Т. 5. № 5-1. С. 62-65.
67.
Зайцева
Л.Л.,
Фигуровский
Н.А.
Исследования
явлений
радиоактивности в дореволюционной России. – М.: Издательство Академии Наук,
1961, − 222с.
68.
Иванов В.В.Экологическая геохимия элементов. Кн1: s – элементы. –
М.: Недра, 1994, − 304с.
69.
Иванов Г.М. Биогеохимия микроэлементов в ландшафтах Западного
Забаяькалья. Почвенные ресурсы Забайкалья. Новосибирск, 1989. С. 115-122.
70.
Иванов И.В. История отечественного почвоведения: Развитие идей,
дифференциация, инстуализация. // В 2 кн. 1. 1870-1947 – М.: Наука 2003. – 400с.
71.
Ивановский Ю. А. Радиационный гормезис. Благоприятны ли малые
дозы ионизирующей радиации? // Вестник ДВО РАН. – 2006. – № 6. С. 86-91.
93
72.
Ивлев А.М., Дербенцева А.М., Старожилов В.Т. И 17 Науки о Земле.
Уч. пособие. – Владивосток: Изд-воДальневост.ун-та,2006. – 107 с.
73.
Израэль Ю. А., Квасникова Е. В. Коллекция географических
изображений полей радиоактивного загрязнения // Известия РАН. Сер. географ. –
2007. – № 5. – С. 7-17.
74.
Иларионов
С.А.
Экологические
аспекты
восстановления
нефтезагрязненных почв. Екатеринбург: УрО РАН, 2004. – 192с.
75.
Кабата–Пендиас А. Микроэлементы в почвах и растениях / А. Кабата–
Пендиас, Х. Пендиас. – М.: Мир, 1989. – 440с.
76.
Каверина Н.В.Организация почвенного экологического мониторинга
земель сельскохозяйственного назначения при использовании иловых осадков
биологических очистных сооружений // Современные проблемы загрязнения
почв. II межд. конф. – М., 2007. Т. 2. С. 68–70.
77.
Казьмин
В.М.,
Федотова
И.Э.
Функционально-экологических
подходов к изучению почв Орловской области // Современные тренды развития
почвоведения:
материалы
Всероссийской
заочной
научно-практической
конференции, Орел, 14-15 апреля 2015 г. – Орел: «Картуш», 205. С. 33-36.
78.
Казьмин В.М. Динамика радиоактивного распада Cs137 и Sr90 в
Орловской области/ Л.А. Нечаев, В.М. Казьмин, В.М. Баранов // международная
научно-практическая конференция «современное приборное обеспечение и
методы анализа почв, кормов, растений сельскохозяйственного сырья». – Москва:
ВНИИА. 2004 г. – 128с.
79.
Квасникова Е. В., Жукова О. М., Гордеев С. К. и др. Цезий - 137 в
почвах ландшафтов через 20 лет после аварии на Чернобыльской АЭС // Известия
РАН. Сер. географ. – 2009. – № 5. – С. 66-83.
80.
Кобзаренко В.И. Ресурсы фосфора и калия темно-серых лесных и
дерново-подзолистых почв и возможности ихмобилизации: автореф. дис. д-ра
наук. – М.: МСХА, 1998. – 47с.
94
81.
Ковалевич З.С. и др. Содержание подвижных форм микроэлементов в
почве и баланс их при внесении микроудобрений //Агрохимия, 1988. № 8. С.8288.
82.
Ковзик Н.А. Радиоэкологический мониторинг: практическое пособие
по спецкурсу для студентов специальности 1-33 01 02 «Геоэкология» / Н.А.
Ковзик; М-во образования РБ; Гомельский гос. ун-т им. Ф. Скорины. – Гомель:
ГГУ им. Ф. Скорины, 2011. – 47с.
83.
Ковриго В.П., Кауричев И.С., Бурлакова Л.М. Почвоведение с
основами геологии. – M.: Колос, 2000. – 416с.
84.
Козлов М.Н., Данилович Д.А., Николаев Ю.А., Ванюшина А.Я.,
Щеголькова Н.М. Перспективы почвенной утилизации органического вещества и
биогенных элементов, выделяемых на московских очистных сооружениях //
Фундаментальные достижения в почвоведении, экологии,сельском хозяйстве на
пути инновации. – М., 2008. С. 45–46.,
85.
Коротеев В.И. Агроэкологическая оценка тѐмно-серых лесных почв
юга Нечерноземья // Дисс. к. с/х наук. – Курск, 2008, - 143с.
86.
Ларешин В.Г., Бушуев Н.Н., Скориков В.Т., Шуравилин А.В.
Сохранение и повышение плодородия земель сельскохозяйственного назначения /
Учебное пособие. – М.: РУДН, 2008. – 172с.
87.
Лях Т.Г.
Содержание
и
распределение
подвижных
форм
микроэлементов в эродированных почвах. Мелиорация и химизация земледелия
Молдавии. Тез. докл. Респ. конф., 11-12 июля 1988 г. 4.1. Кишинѐв, 1988. С.113114.
88.
Методика измерения активности радионуклидов в счетных образцах,
программного обеспечения сцинтилляционном гамма – бета спектрометре с
использованием «Прогресс» ГНМЦ «ВНИИФТРИ»
89.
Методические указания по определению подвижных соединений
никеля в почвах атомно-абсорбционным методом. Министерство сельского
хозяйства РФ; Главное управление химизации с госхимкомиссией МСХ РФ;
ЦИНАО. – М., 1993
95
90.
Методические указания по определению тяжелых металлов в почвах
сельскохозяйственной и продукции растениеводства (издание 2-е, переработанное
и
дополненное).
Центральный
институт
агрохимического
обслуживания
сельского хозяйства (ЦИНАО). – М.: 1992
91.
Мотузова Г.В., Карпова Е.А.Химическое загрязнение биосферы и его
экологические последствия : учеб. пособие. – М.: Изд-во Моск. ун-та, 2013. –
304с.
92.
Нечаев Л. А., Баранов В. М., Торубаров Н. П. Мелиорация земель в
адаптивно-ландшафтном земледелии центральной лесостепи ЦЧО. – Орѐл: ФГУ
Управление «Орелмелиоводхоз». – 20с.
93.
Обущенко
С.В.,
Гнеденко
В.В.
Мониторинг
содержания
микроэлементов и тяжѐлых металлов в почвах Самарской области, ФГБОУ ВПО
«Самарский государственный экономический университет», 2007. – 34с.
94.
Органическая геохимия / Под ред. Дж. Эглинтона и М.Т. Дж. Мерфи.
Л.: Недра, 1974. – 487 с.
95.
Орлов Д.С., Садовникова Л.К., Суханова Н.И. Химия почв. – М.:
Высшая школа, 2005. – 557с.
96.
Орлов Д.С. Химия почв. – М.: Изд-во Моск. Ун-та, 1985. – 375с.
97.
Орлов Д.С., Малинина М.С., Мотузова Г.В., Садовникова Л.К. и
др. Химическое загрязнение почв и их охрана: - М.: Агропромиздат, 1991. – 305c.
98.
Орлов Д.С., Садовникова Л.К., Лозановская И.Н. Экология и охрана
биосферы при химическом загрязнении почв. – М.: Высшая школа, 2002. – 223с.
99.
Павлоцкая Ф. И. Формы нахождения и миграции радиоактивных
продуктов глобальных выпадений в почвах/ Ф.И. Павлоцкая. – М., 1981. – 50с.
100. Павлоцкая Ф.И. Миграция радиоактивных продуктов глобальных
выпадений в почвах/ Ф.И. Павлоцкая. – М.: Атомиздат, 1974. – 215с.
101. Пальоха Е. А., Саенко А. С., Леках И. В., Леонова О. А. Показатели
иммунного
статуса
у
лиц,
облучѐнных
внутриутробно
и
в
раннем детском возрасте в результате аварии на ЧАЭС // Радиац. биология.
Радиоэкология. – 2010. – Т. 50. – № 2. С. 165-170.
96
102. Пахненко Е.П., Гунина Е.А., Николаев Ю.А. Агроэкологическая
оценка осадков сточных вод южного Бутово для использования в агрикультуре //
Современные проблемы загрязнения почв. III Межд. конф. – М., 2010. С. 411–414.
103. ПДК химических веществ в почвах и допустимые уровни их
содержания по показателям вредности (по состоянию на 01.01.91. Госкомприрода
СССР, № 02-2333 от 10.12.90.
104. Переволоцкий, А. Н. Радиоэкология /
А. Н. Переволоцкий,
А. В. Гаврилов, И. М. Булавик. – Гомель, 1998. – 99с.
105. Перельман А.И. Геохимия биосферы. – М.: Наука, 1973. – 168с.
106. Перельман А.И., Касимов Н.С. Геохимия ландшафта. –М.: Астрея2000, 1999. – 762 с.
107. Почвенно-экологический мониторинг и охрана почв. /Под ред. Д. С.
Орлова и В. Д. Васильевской. – М.: Изд-во МГУ, 1994. С. 105-125.
108. Правила безопасности перевозки радиоактивных веществ, издание
1985 г. (исправление в 1990г.), МАГАТЕ Вена
109. Прокопович Е.В. Трансформация гумусового состояния почв под
действием
выбросов
Среднеуральского
медеплавильного
завода
/
Е.В.
Прокопович, С.Ю. Кайгородова // Экология. – 1999. – № 5. С. 375–378
110. Пути миграции искусственных радионуклидов в окружающей среде.
Радиоэкология после Чернобыля: Пер с англ./ Под ред. Ф. Уорнера и Р.
Харрисона. – М.: Мир, 1999. – 512с.
111. СамофаловаИ.А. Химический состав почв и почвообразующих пород:
учебное пособие. И.А. Самофалова, М-во с.-х. РФ, ФГОУ ВПО «Пермская
ГСХА». – Пермь: Изд-во ФГОУ ВПО «Пермская ГСХА», 2009. – 130с.
112. Санжарова Н.И. Радиоэкологический мониторинг агроэкосистем и
ведение сельского хозяйства в зоне воздействия атомных электростанций:
автореферат дис. доктора биологических наук : 03.00.01 / ВНИИ сельскохоз.
радиологии и агроэкологии. – Обнинск, 1997. – 52с.
97
113. Санжарова Н.И., Кузнецов В.К., Бровкин В.И., Котик Ж.А. Оценка
эффективности защитных мероприятий на почвах загрязненных радионуклидами
// Агрохимический вестник, 1998. № 4. С. 22-26.
114. Санжарова Н.И., Фисенко С.В., Алексахин Р.М., Лисянский К.Б.
Анализ факторов, определяющих Эффективность защитных мероприятий в
сельском хозяйстве при радиоактивном загрязнении // Радиац. биология.
Радиоэкология. – 1998. - №3. С.337-353.
115. Санжарова Н.И. Влияние почвенных условий и распределения
корневых систем на поступление 90Sr в дикорастущие травянистые растения./
Автореферат кан.дис.. – М., 1978. – 23с.
116. Санжарова Н.И. Изучение миграции радионуклидов в торфяных
почвах Брянской области. Матер. Междун. конф. "Радиоэкология торфяных
почв", 7-11 июня 1994, С.Петербург, 1994. С. 89-94.
117. Саран А.Ю. История почвы Орловского края: / Монография. – Орел:
Труд, 2002. – 328с.
118. Саратовских Е.А., Козлова Н.Б., Папин В.Г., Штамм Е.В. Разложение
гербицида лонтрел биологическими и фотохимическими методами // Прикладная
биохимия и микробиология. – 2006. – Т. 42. – № 1. C. 44-51.
119. Семенютин А.М., Перепелятникова JI.B., Пристер Б.С. Особенности
вертикальной миграции стронция-90 и цезия-137 в почвах зоны ЧАЭС. Тез. докл.
3-й Всес. конф. по с.-х. радиологии. Обнинск, 1990. Т.1. С. 17-18.
120. Сергеева Е.М., Почвенно-геологические условия Нечерноземья. / Е.М.
Сергеева. – Москва.: Изд-во Москва., 1984. – 608с.
121. Солнцева Н.П. Добыча нефти и геохимия природных ландшафтов. –
М.: Изд-во Моск. ун-та, 1998, - 369с.
122. Сорокоумов С.П., Курс занятий по почвоведению. / Сорокоумов С.П.,
- 2004.
123. Струман В.И. Проблема защиты Ижевского водохранилища от
воздеймствия шлаков и золотоотвалов/ В.И. Струман, В. М. Габдуллин// М.:
Геохимия биосферы. – Смоленск. –2006. С. 348-350.
98
124. Тяжелые металлы в системе почва-растение-удобрение. /Под ред. М.
М. Овчаренко. – М., − 19с.
125. Унифицированные
правила
отбора
проб
сельскохозяйственной
продукции, пищевых продуктов и объектов окружающей среды для определения
макроколичеств пестицидов.
126. Урбанович
П.П
К63
Компьютерное
моделирование
миграции
загрязняющих веществ в природных дисперсных средах / С. П. Кундас, И. А.
Гишкелюк, В. И. Коваленко, О. С. Хилько; под общ. ред. С. П. Кундаса – Минск:
МГЭУ им. А.Д. Сахарова, 2011. – 212с.
127. Федорова Т. Н., Гогмачадзе Г. Д., Саранин Е. К., Курганов А. А.,
Платонов И. Г. Радиоактивное загрязнение земель и сельхозугодий в АПК России.
Сообщение 2. Радиационное загрязнение, связанное с аварийным выбросом
радионуклидов на Чернобыльской АЭС // «АгроЭкоИнфо», – , №1. –
http://agroecoinfo. *****/journal/ STATYI/2007/st_08.doc.
128. Фисенка С.В. Аграрные и лесные экосистемы: радиологические
последствия и эффективность защитных мероприятий при радиоактивном
загрязнении. Дисс. на соиск. уч. степ. д. б. н. Обнинск, 1997. – 410с.
129. Фрейберг И.К. Материалы к оценке земель Орловской губернии.
Кромской уезд. Вып. 1. Почвы. // - Орел, 1902. – 74с.
130. Хвостова М.С.
История изучения естественной и искусственной
радиоактивности природных объектов России: кандидата географических наук:
07.00.10 / Хвостова Марина Сергеевна; - М., 2006. – 219с.
131. Химия тяжелых металлов, мышьяка и молибдена в почве /Под ред.
Зырин Н.Г., Садовникова Л.К. – М.: Изд-во МГУ, 1985. – 208 с.
132. Хитрово Н.П., Природа Орловского края., / Хитрово Н.П., - 1925.
133. Цаплина М.А. Миграция и трансформация соединений свинца, кадмия
и цинка в дерново-подзолистой почве. Тр. 10 науч. конф мол. ученых фак
почвовед. МГУ. Москва, 28-30 ноября. 1988. МГУ. – М., 1989, С 92-93.
134. Чемерис, М.С.
Почвенная
эффективность утилизации осадков
сточных вод совместно с эффективными микроорганизмами / М.С. Чемерис, Н.Ф.
99
Кусакина // Современные проблемы загрязнения почв. IIМежд. конф. – М., 2007.
–Т. 1. С.264-267.
135. Черников А.А. Особенности формирования геохимических барьеров в
приповерхностной и глубинной зонах гипрегенеза // Геохимические барьеры в
зоне гипергенеза. – М.: Изд-во Моск. ун-та, 2002. С. 154–161.
136. Чернобыль
не
отпускает…
(к
50-летию
радиологических
исследований в Республике Коми). – Сыктывкар, 2009 – 120с.,
137. Черных Н. А., Овчаренко М. М. Тяжѐлые металлы и радионуклиды в
биогеоценозах. – М.: Агроконсалт. 2002. – 200 с.
138. Шакиров К.Ш., Низамутдинова Э.Х., Родкина М Ю Закономерности
распределения марганца, никеля, цинка и меди в дерново-подзолистых
супесчаных и песчаных почвах. Почвы Среднего Поволжья и Урала, теория и
практика их использования и охраны: Тез. докл 12 конф. почвовед, агрохимиков и
земледелов Среднего Поволжья и Урала. Ч. I. Каз ГУ. – Казань, 1991, С. 85-88.
139. Шмигельская
И.Д.,
Агеец
В.Ю.
Накопление
радионуклидов
растениями в зависимости от направленности процессов почвообразования и
степени
гидроморфизма//
производительной
Почвы,
способности
в
их
эволюция,
современных
охрана
и
повышение
социально-экономических
условиях: Материалы I съезда Белорус.общества почвоведов. / Акад. аграр. наук.
Белорус. науч.-исслед. ин-т почвоведения и агрохимии. – Минск; Гомель, 1995. С.
272.
140. Шоба С.А., Макаров О.А., Кулачкова С.А. Инновации в экологии,
почвоведении в сельском хозяйстве. – М.: МАКС-Пресс, 2010. – 120с.
100