Использование активного ила в качестве удобрения сельскохозяйственных культур в условиях радиоактивного загрязнения территории

применение АИ в качестве органических удобрений не вызывает негативного воздействия на окружающую среду и сохраняет чистоту природных ландшафтов [15].

Сотрудники Волго-Вятского ВНИПТИХИМ провели вегетационные опыты с кукурузой ВИР-42 и гречихой сорта Майская на дерново-среднеподзолистой почве. В качестве удобрений использовали осадки сточных вод очистных сооружений г. Казань с влажностью 64,4%, содержанием NH4-N 3,46%, N03-N 0,03%, Р205 2,7%, К20 0,57%, Сг 1000 г/кг,

Си 500, Ni 500, Zn 67мг/кг, рН 7,2. АИ вносили по 50 и 100г/кг, что соответствует 125 и 250т/га, контроль без АИ. Анализы, проведенные через 5,10 и 15 дней после начала опыта, показали, что АИ усиливают биологическуюактивностьпочвы.Отмеченболееинтенсивныйрост растений. Урожай зеленой массы кукурузы возрос на 130-139%, а гречихи на 109-121% при внесении из расчета 125 т/га. Повышенная доза (250 т/га) не оказала существенного влияния на дальнейший рост урожая [15,17].

Многие авторы считают, что удобряющий эффект осадков сточных
вод, главным образом определяется наличием в них азота [17].

Использование общего азота, содержащего в том или ином виде Аи, в первый год зависит, главным образом, от минерального азота, который доступен растениям сразу же, органическая же часть за счет минерализации освобождается медленно, в первый год порядка 15-17%. В Аи, сброшенных в термофильных условиях, N усваивается в первый год примерно на 46,6%. Это объясняется высоким содержанием аммиачного азота [32]

Технологические операции по внесению илов в почву могут резко снизить общее содержание азота во вносимых илах. Если жидкий осадок вносится на поверхность почвы и сразу не заделывается, потери азота за счет улетучивания достигают 80% [37].

Наряду с источником азота АИ могут играть важную роль в пополнении запасов фосфора в почве. Высокое его содержание в АИ связано с усиленным применением фосфорсодержащих моющих средств в быту, а также тем, что фосфор и его соединения обладают меньшей подвижностью и растворимостью в отличие от калия, который легко вымывается и уносится с очищенными водами [38].

Усовершенствование технологии извлечения из сточных вод ОСВ фосфора, по сообщению [17]позволит с учетом того, что каждый житель Нидерландов ежегодно сбрасывает в канализацию до 1 кг фосфора, извлекать данный элемент в количестве 0,9 кг, что практически позволит удовлетворить нужды растениеводства. Однако, при современной технологии очистки сточных вод, достигается максимум половинный отбор фосфора [17].

Обобщая литературныеданные, можно констатировать, что АИ обладает высоким удобряющим эффектом при выращивании сельскохозяйственных культур и все же при их применении должны учитываться климатические условия региона, типы почв, виды осадка и конкретно вид выращиваемой культуры[43].

Тяжелые металлы в определенных случаях могут выступать в роли ведущего экологического фактора, определяющего направление и характер развития биогеоценозов. Массированное загрязнение ими внешней среды может приводить к катастрофическим токсикозам растений, животных и людей, и поэтому диагностируется сравнительно легко и быстро. Более сложно оценить токсическое действие относительно невысоких концентраций тяжелых металлов, внешне медленно и малозаметно влияющих на окружающую среду. Между тем, загрязнения именно такого рода, действуя длительное время, способны вызвать сдвиги в существующем биологическом равновесии. Почва является той биологической средой, в которой происходит накопление тяжелых металлов в результате антропогенной деятельности. Основная масса техногенно рассеянных металлов, хотя и выбрасывается в воздух, очень быстро поступает на поверхность почвы [31]. Значительная часть тяжелых металлов включается в почвообразовательные процессы (сорбируется почвенным поглощающим комплексом, связывается с органическим веществом, перераспределяется по профилю). Некоторая часть поглощается растительностью. В результате получаются техногенные геохимические аномалии тяжелых металлов [43].

Таким образом, имеющиеся научные материалы отечественных исследователей свидетельствуют о том, насколько сложна данная проблема. В мире идет интенсивный поиск путей утилизации возрастающего количества осадков городских сточных вод - продуктов жизнедеятельности человека, а так же других видов отходов городского коммунального хозяйства. Имеющиеся литературные данные по вопросам использования в качестве удобрений нельзя автоматически переносить на наши почвенно-климатические условия, а по отдельным разделам, например, влияние АИ на состав почвенных растворов и т.д. материалов практически не имеется. С учетом вышеизложенного, целью наших исследований было изучить возможности использования осадков сточных вод г. Калуги в качестве удобрений.


1.2 Загрязнение сельскохозяйственных растений и их урожая радиоактивными веществами


Радиоактивное загрязнение растений может происходить двумя путями: первый — аэральный путь, когда выпадающие из воздуха радиоактивные вещества непосредственно осаждаются на листьях, стеблях, плодах и других органах растения, и второй - непрямое загрязнение, когда в процессе почвенного питания радионуклиды поглощаются из загрязненной почвы корневой системой и поступают в надземные органы растений.

Во время выпадения радиоактивных осадков растения загрязняются преимущественно аэральным путем. Этим путем могут загрязняться не только вегетирующие растения, но также и собранный урожай, если во время выпадения радиоактивных осадков он окажется не укрытым защитными материалами на полях, площадках, токах и других местах на открытом воздухе. После окончания выпадения радиоактивных осадков из атмосферы в последующие вегетационные сезоны главным источником поступления радионуклидов в растения и накопления их в урожае становится почва. В случае многолетних хронических радиоактивных выпадений урожай может загрязняться одновременно аэральным и почвенным путями.

Как при аэральном, так и при почвенном пути главным фактором, определяющим степень радиоактивного загрязнения растений и их урожая, является величина радиоактивности, приходящаяся на единицу поверхности территории (плотность радиоактивных выпадений и плотность радиоактивного загрязнения почвы), которая обычно выражается в Кюри на 1 км2 [3,5,12,19].

Аэральное радиоактивное загрязнение растений. Радиоактивные осадки, выпадающие из атмосферы на сельскохозяйственные угодья, не задерживаются растительным покровом полностью. Часть из них минует растения и, осаждаясь в свободном пространстве между растениями, достигает поверхности почвы. Величины задерживания радиоактивных осадков растительным покровом зависят от мощности развития надземной массы растений (урожайности), степени облиственности, структуры травостоя, морфологического строения растений и степени шероховатости и опушенности их поверхностных тканей, дисперсности и физико-химических свойств радиоактивных осадков, погодных условий во время их выпадения на растительность. В зависимости от этих факторов размеры первичного задерживания радиоактивных осадков растениями могут варьировать в очень широких пределах: от 10 до 60%).

В экспериментах по изучению радиоактивного загрязнения сельскохозяйственных культур было установлено, что величина задерживания радиоактивных осадков находится в прямой зависимости от урожайности надземной растительной массы. Процент задерживания для одного и того же вида растений может изменяться во времени в соответствии с изменением величины надземной биомассы в результате роста и развития растений. Так, например, при внесении в виде дождя раствора цезия-137 на посев яровой пшеницы надземной массой было задержано: в фазу кущения - 15%, в фазу выхода в трубку - 25%, в фазу цветения - 50%, в фазу молочной и восковой спелости - 60% от нанесенного количества радионуклида [1,12].

Задерживание радиоактивных осадков растительным покровом в сильной степени зависит от физико-химических свойств этих осадков. Так, при выпадении, на посев яровой пшеницы в фазу колошения растений растворимых форм радионуклидов в виде дождя первоначальное задерживание было в 5-7 раз выше, чем при выпадении твердых нерастворимых радиоактивных частиц размером 50-100мкм [19].

Различные сельскохозяйственные культуры обладают неодинаковой способностью к задерживанию выпадающих из атмосферы радиоактивных осадков, что обусловлено видовой спецификой морфологического строения растения. Так, задерживание растворимых форм радионуклидов в период максимального развития надземной массы составляет для гороха 75%>, яровой пшеницы - 70%), ячменя, овса и проса - 50%>, гречихи -40%, картофеля - 25%.

Неодинаковой способностью к задерживанию радиоактивных осадков характеризуются не только разные виды растений, но также и различные части, и органы одного и того же растения. При нанесении водного раствора стронция-90 на растения яровой пшеницы задерживание составляло: для листьев - 40%, для стеблей - 20%, для мякины - 10% и для зерна – 0,6%.

У некоторых растений хозяйственно ценные части урожая достаточно надежно защищены от непосредственного загрязнения радиоактивными осадками (зерно бобовых культур, зерно кукурузы, клубни картофеля, подземная часть корнеплодов). Их радиоактивное загрязнение может происходить в последующие периоды либо метаболическим путем, либо в результате вторичного загрязнения при контакте с загрязненной соломой, ботвой, почвой [3,5].

После прекращения радиоактивных выпадений, осевшие на растения радиоактивные вещества, в полевых условиях могут смываться дождями и стряхиваться ветром. Наибольшие полевые потери этих веществ с загрязненных растений происходит сразу же после окончания радиоактивных выпадений, когда радиоактивные вещества еще прочно не закрепились на поверхности листьев, стеблей, соцветий, плодов. С течением времени интенсивность потерь заметно снижается (таблица1).

1. Полевые потери стронция-89 загрязненными растениями в разные сроки после нанесения раствора радионуклида на кормовые сеяные травы (в процентах от первоначально задержанного количества)


Показатели Декада после нанесения стронция-89на растения

1-я 2-я 3-я 4-я 5-я 6-я 7-я
Потери (отдельно по каждой декаде) 37 31 12 8 4 2 1
Суммарные потери за время наблюдения 37 68 80 88 92 94 95

При длительном пребывании загрязненных растений в поле суммарные потери радиоактивного загрязнения могут достигать значительных величин: 80-95%. Отсюда следует, что чем дольше после выпадения радиоактивных осадков растения будут находиться в поле, тем меньше будет загрязнен урожай радиоактивными веществами[21,25].

В случае загрязнения растений радиоактивными осадками на локальных следах ядерных взрывов, когда в составе загрязнителя преобладают короткоживущие радионуклиды, одновременно с полевыми потерями радиоактивных веществ будет происходить также снижение радиоактивности за счет радиоактивного распада короткоживущих радионуклидов. Скорость распада непостоянная и изменяется во времени. Вначале она наиболее высокая, а затем, с течением времени, постепенно снижается. Тем не менее, снижение радиоактивного загрязнения растений, обусловленное этой причиной, может быть весьма существенным. Так, величина радиоактивности смеси продуктов деления 1-часового возраста уменьшается за первые 10 суток в 720 раз, за последующие 20 суток - еще в 2.4 раза, а в целом за месяц - в 2600 раз. Снижение радиоактивного загрязнения урожая за счет распада короткоживущих радионуклидов происходит не только в период вегетации растений, но также и после уборки урожая во время его хранения. При этом зачастую может сложиться такая ситуация, когда урожай, имеющий на момент уборки повышенный уровень радиоактивного загрязнения, после хранения на складах и хранилищах становится вполне пригодным для использования[3,29].

Обычно пригодность загрязненной продукции для использования оценивается по концентрации в ней радионуклидов, т.е. по содержанию их в единице веса продуктов.

Размеры аэрального радиоактивного загрязнения урожая некоторых сельскохозяйственных культур стронцием-90 приведены в таблице 2. В условиях полевого эксперимента водный раствор стронция-90 путем мелкокапельного дождевания наносился на вегетирующие посевы в разные сроки: 8 июля и 15 августа. Уборка урожая производилась по мере созревания культур: 23 августа — горох и ячмень, 27 августа - гречиха, пшеница, овес, кукуруза (на силос), картофель, 6 сентября - просо и подсолнечник, 12 сентября — сахарная свекла.

Приведенные в таблице 2 данные подтверждают положение о том, что чем больше времени проходит от выпадения радиоактивных осадков на посевы до уборки урожая, тем меньше радиоактивное загрязнение получаемой растениеводческой продукции[26].

2. Концентрация стронция-90 в урожае сельскохозяйственных культур при различных сроках нанесения на посевы радиоактивного раствора из расчета 1 Кu/км2


Культура Фаза развития растений во время загрязнения посева Концентрация стронция-90 в 10-9 Кu/кг


в листьях в стеблях в мякине, корзинке в зерне, клубнях, корнеплодах
1 2 3 4 5 6
Посевы загрязнены 8 июля
Яровая пшеница выход в трубку 403 8.2 32,6 1,73
ячмень начало колошения 743 76 87 2,34
овес выход в трубку 379 12,3 43,9 1,27
просо кущение 186 3,4 5,7 1,61
горох цветение 260 91 28,2 0,87
гречиха цветение 352 41,7 114 5,08
картофель бутонизация 251 74,4 - 0,16
сахарная свекла розетка 6 листьев 9,1 - - 0,69
подсолнечник 6-7 листьев 38 2,1 3,2 -
Посевы загрязнены 15 августа
яровая пшеница молочная спелость 2290 222 701 53,2
ячмень полная спелость 2730 398 1000 60,8
овес молочная спелость 1730 163 1640 63,4
просо выметывание метелки 1100 72 384 226
горох созревание зерна 2470 562 294 6,5
гречиха формирование зерна 1770 231 1550 131
картофель рост клубней 1850 349 - 0,33

Из числа изучавшихся культур максимальное загрязнение хозяйственно ценных частей урожая отмечается у проса и гречихи. Значительно ниже концентрация стронция-90 в зерне пшеницы, ячменя и овса. Очень слабо загрязняется урожай картофеля и сахарной свеклы [3,4, 6, 12,36].

Почвенный путь радиоактивного загрязнения сельскохозяйственных растений и их урожая

После прекращения радиоактивных выпадений загрязнение урожая сельскохозяйственных культур происходит главным образом в результате поступления радионуклидов в растения из загрязненной почвы. Источником радиоактивного загрязнения почвы, так же как и растительности, являются радиоактивные выпадения из атмосферы. В зависимости от продолжительности выпадений загрязнения почвы сельскохозяйственных угодий может быть одноразовым или длительным (как, например, при глобальных выпадениях, продолжающихся в течение нескольких лет). В первом случае почвенный путь поступления радионуклидов в растения будет главным источником радиоактивного загрязнения урожая уже в следующем вегетационном сезоне после выпадения радиоактивных осадков. Во втором случае первые 2-4 года будет преобладать аэральный путь радиоактивного загрязнения растений, а в последующие годы – почвенный [42,47].

Радиоактивные вещества, осевшие на поверхность почвы, вступают во взаимодействие с почвенными частицами, и почва, как основной компонент агроценоза, оказывает определяющее влияние на характер миграции радионуклидов по биологическим цепочкам. Известно, что почва является хорошим поглотителем для многих химических веществ, в том числе и для радионуклидов [5,4].

Поглощение радионуклидов происходит сразу же при контакте их с почвой. Разные почвы обладают неодинаковой способностью к поглощению радионуклидов, но в целом поглощается не менее 50%, а во многих случаях значительно больше. Так, при внесении в дерново-подзолистую супесчаную почву растворимых форм радионуклидов было поглощено 66% стронция-90, 98% цезия-137, 98% церия-144, 94% кобальта-60, 49% рутения-106. Еще сильнее радионуклиды поглощаются черноземной почвой: стронций-90 - 96%, цезий-137 — 100%, церий-144 - 100%, кобальт - 60-91%, рутений - 106-61%.

Поглощение и фиксация радионуклидов почвой затрудняет их усвоение корневой системой. Поэтому поступление радионуклидов из почвы в растения в десятки раз меньше, чем из водного раствора, т.е. почва представляет собой мощный барьер на пути миграции радионуклидов по пищевым цепочкам [3,39].

Биологическая избирательная способность растений к усвоению различных химических веществ и различия физико-химических свойств радионуклидов обуславливают неодинаковые размеры поступления отдельных радионуклидов из почвы в растения (таблица 3) [5].

3. Концентрация радионуклидов в урожае ячменя при плотности радиоактивного загрязнения почвы 1 Кu/км2 (почва – выщелоченный чернозем)


Радионуклиды 10-9 Кu/кг Отношение концентрации радионуклида в соломе к концентрации в зерне
Цинк-65 8.6 2.2 3.9
Стронций-90 4.0 0.3 13.3
Кадмий-115 3.6 1.0 3.6
Марганец-54 1.65 0.3 5.7
Цезий-137 0.43 0.1 4.3
Прометий-147 0.3 0.07 4.3
Рутений-106 0.1 0.02 5.0
Кобальт-60 0.1 0.17 0.59
Церий-144 0.01 0.07 0.14

Из числа приведенных в таблице 3 радионуклидов цинк-65 поступает из почвы в растения в максимальных количествах, как в вегетативные органы, так и в зерно. По концентрации в соломе цинк-65 превосходит рутений-106 в 860 раз. Можно отметить, что в большинстве случаев накопление радионуклидов в вегетативных органах значительно выше, чем в зерне: для кобальта-60 и рутения-106 характерно обратное - преимущественное накопление их в зерне. Отсюда следует, что радионуклидный состав радиоактивного загрязнения почв далеко не безразличен для радиоактивного загрязнения урожая. Существенное значение имеет также длительность жизни радионуклидов, загрязняющих почву. Долгоживущие радионуклиды (такие как стронций-90 и цезий-137) создают длительно действующие источники их поступления в растения и, напротив, короткоживущие, как, например, йод-131 с периодом полураспада около 8 дней, представляет значительно меньшую опасность для загрязнения урожая корневым путем, поскольку за период от начала вегетации растений до уборки урожая он практически исчезает в результате радиоактивного распада [42].

Поступление радионуклидов из почвы в растения и накопление их в урожае сельскохозяйственных культур в значительной мере зависит от биологических особенностей различных видов растений, что может быть обусловлено спецификой их минерального питания, характером распределения корневых систем, продолжительностью вегетационного периода. Приведенные в таблице 7 данные позволяют сопоставить степень радиоактивного загрязнения урожая различных сельскохозяйственных культур стронцием-90 и цезием-137 при поступлении их из почвы в растения. Достаточно отчетливо видно, что даже в пределах одной группы культур - зерновых злаков - различия в загрязнении зерна стронцием-90 могут достигать 50 раз (овес и кукуруза). По загрязнению цезием-137 эти различия значительно меньше. Самым высоким накоплением радионуклидов отличаются бобовые растения, в том числе и горох. В зерне кукурузы, проса, риса накапливаются минимальные количества стронция-90, однако по содержанию цезия-137 рис приближается к бобовым культурам. Надземные вегетативные органы загрязняются стронцием-90 примерно в 10 раз, а цезием -137 в 3-5 раз больше, чем зерно, плоды, клубни, корнеплоды. Очень высокими уровнями радиоактивного загрязнения отличаются кормовые травы [10,12,19].

4. Относительное накопление стронция-90 и цезия-137 в урожае сельскохозяйственных культур (относительно зерна озимой пшеницы, радиоактивное загрязнение которого принято равным единице)


Культуры Стронций-90 Цезий-137

в зерне, плодах, клубнях, корнеплодах, кочанах в листьях, стеблях, ботве, соломе в зерне, плодах, клубнях, корнеплодах, кочанах в листьях, стеблях, ботве, соломе
Озимая пшеница, рожь 1 12 1 4
Яровая пшеница 3 28 2.6 15
Яровой ячмень 4.5 40 2 8
Овес 5.5 65 2 6
Кукуруза на зерно 0.1 - 1.9 -
Гречиха 5.9 160 - -
Просо 0.5 40 - -
Рис 0.7 35 9.1 30
Горох 6.5 70 11 28
Картофель 1.5 86 1.2 0.8
Капуста 2.2 - 2.4 -
Свекла 3.5 16 2.4 -
Морковь 2 13 2.7 -
Огурцы 1.2 - 2.7 -
Кукуруза на силос - 6.5 - 5.9
Клевер, люцерна (сено) - 100 - 45
Тимофеевка - 30 - 30

Различия между сельскохозяйственными культурами по накоплению радиоактивных веществ в урожае могут быть использованы в условиях радиоактивного загрязнения территорий для снижения радиоактивного загрязнения получаемой продукции. Для этого необходимо подобрать для возделывания такие культуры и сорта, в урожай которых поступает минимальное количество радионуклидов [23,28].

Миграция радионуклидов по почвенному профилю, их биологическая доступность растениям в значительной мере определяются процессами взаимодействия их с почвой. К свойствам почвы, влияющим на поведение радионуклидов в почве и в системе почва-растение, относятся: кислотность почвы, величина емкости поглощения, количество и состав обменных катионов, содержание гумуса, минералогический состав почв.

С увеличением кислотности почвы уменьшается прочность связи поглощенных радионуклидов с почвенными частицами, и чем выше кислотность почвы, тем больше количество радионуклидов поступает в растения. Поэтому известкование кислых почв, нейтрализующее их кислотность, может в несколько раз снизить поступление радионуклидов в растения.

Из почв с большой емкостью поглощения, с высокой степенью насыщенности обменными катионами, с высоким содержанием гумуса радионуклиды поступают в растения в значительно меньших количествах, чем из почв с низкими значениями перечисленных показателей. Для радионуклидов стронция-90 и цезия-137 существенное значение имеет содержание в почве их химических аналогов кальция и калия, которые являются элементами питания растений. Поступление стронция-90 в растения обратно пропорционально содержанию обменного кальция в почве. Несколько менее четко эта закономерность проявляется для пары цезий-137 - калий. Внесение в загрязненные почвы минеральных удобрений, как правило, не оказывает существенного и однозначного влияния на период радионуклидов из почвы в растения. При внесении в почву обычно применяемых доз фосфорных и калийных удобрений поступление стронция-90 и цезия-137 в растения несколько снижается. Азотные удобрения либо не оказывают никакого влияния, либо незначительно увеличивают переход радионуклидов из почвы в растения [3,39,40].

Большое разнообразие почв является причиной значительных различий в поведении радионуклидов в почвах и накоплении их в растениях. Поэтому при возделывании сельскохозяйственных растений на разных почвах и в разных регионах может оказаться, что при одном и том же уровне радиоактивного загрязнения почв, величины радиоактивного загрязнения получаемого урожая могут различаться в десятки раз.

5. Среднее содержание стронция-90 (-109 Кu/кг) в урожае основных сельскохозяйственных культур на различных почвах при плотности загрязнения территории 1 Кu/км2


Растения

Почвы

 Озимая пшеница и рожь Яровая пшеница Яровой ячмень Овес Картофель Гречиха Свекла столовая.
Дерново-подзолистые:






- песчаные 2 5 8 9 4 8 10
- супесчаные 1 3 5 6 2.6 5 6
- легко и среднесуглинистые 0.6 2 - - 1.7 3 -
-тяжелосуглинистые 0.3 1 1.5 1.4 0.8 1.5 1.6
Серые лесные 0.4 1.3 1.8 2.0 1.0 1.7 2
Черноземы 0.1 0.3 0.4 0.4 0.1 0.2 0.3
Каштановые 0.2 0.5 0.8 1 0.3 0.5 2

6. Среднее содержание цезия-137 (-109 Кu/кг) в урожае основных сельскохозяйственных культур на различных почвах при плотности загрязнения территории 1Кu/км2


Растения

Почвы

 Озимая пшеница и рожь Яровая пшеница Яровой ячмень Овес Картофель Гречиха Свекла столовая.
Дерново-подзолистые:






- песчаные 0.4 0.7 0.6 0.8 0.4 1 2
- супесчаные 0.2 0.5 0.4 0.4 0.2 0.5 1
- легко и среднесуглинистые 0.06 0.17 0.13 0.13 0.1 0.15 0.4
-тяжелосуглинистые 0.03 0.08 0.06 0.06 0.03 0.1 0.2
Серые лесные 0.02 0.06 0.05 0.05 0.08 0.07 0.15
Черноземы 0.01 0.03 0.03 0.03 0.05 0.04 0.07
Каштановые 0.02 0.06 0.05 0.05 0.08 0.07 0.15

Более того, даже на различных разновидностях одного и того же типа почв, накопление радионуклидов растениями также изменяется достаточно сильно. Например, содержание стронция-90 и цезия-137 в урожае пшеницы, выращенной на разных дерново-подзолистых почвах, варьирует в пределах пяти раз, а на черноземах - в пределах трех раз.

Характерно, что влияние почвенных условий на накопление радионуклидов, в урожае сказывается примерно одинаково для всех культур, но на поступление в растения цезия-137 свойства почв оказывают более сильное влияние, чем на поступление стронция-90. В условиях радиоактивного загрязнения территорий наиболее благоприятными, с точки зрения получения урожая пониженного радиоактивного загрязнения, будут почвы, обладающие сравнительно высоким плодородием, такие как серые лесные, каштановые, черноземы[26,28]

Исследования, проведенные на территории Белорусского полесья, где преобладают легкие песчаные почвы, загрязнение цезием-137 в результате радиационной аварии на Чернобыльской АЭС, показали, что поступление цезия-137 из почвы в растения не остается постоянным, а уменьшается с течением времени. Причиной снижения поступления радионуклида из почвы в растения может быть как постепенная миграция его в более глубокие горизонты почвенного профиля, так и протекающие в почве естественные физико-химические процессы включения цезия-137 в кристаллические и коллоидные почвенные структуры, из которых он становится недоступным для растений. Какую-то роль может играть и применение агротехнических мероприятий, направленных на снижение перехода радионуклидов из почвы в растения. Наибольшее снижение поступления цезия-137 из почвы в растения наблюдается в ближайшие периоды времени после радиоактивного загрязнения почвы. В последующие годы продолжается снижение поступления радионуклида в растения, но интенсивность этого снижения с каждым годом уменьшается[3,12,26,42,47]

Загрязнение сельскохозяйственных угодий радиоактивными веществами может быть фактором, усложняющим ведение сельскохозяйственного производства. Все способы и мероприятия, снижающие уровень загрязнения радиоактивными веществами растениеводческой продукции, основаны на закономерностях взаимодействия их с почвами, поступления в растения в зависимости от физико-химических свойств радионуклидов, агрохимических показателей, механического и минералогического состава почв, а также видовых и сортовых особенностей растений, условий их питания и других факторов.[2,11, 13, 14, 26, 28, 32, 33, 34, З7, 39]

Поэтому поиск новых методов и способов снижения содержания радионуклидов в продукции растениеводства является весьма актуальной современной проблемой.


2. Условия и методика проведения исследований


2.1 Характеристика условий исследований


Район местонахождения учебно-опытного поля характеризуется умеренно - континентальным климатом с теплым летом и умеренно -холодной зимой, устойчивым снежным покровом и хорошо выраженными сезонами.

Переход среднесуточной температуры через +5°С приходится на 18 апреля и 13 октября, а продолжительность периода с температурой выше +5°С составляет 174 - 177 дней. Из приведенных данных видно, что теплом могут быть здесь обеспечены все сельскохозяйственные культуры. Переход среднесуточной температуры воздуха через +10°С приходится на 3 мая и 16 сентября, а продолжительность периода составляет 135-138 дней. Весенние заморозки на ровных открытых местах заканчиваются в среднем 6-10 мая, а осенние начинаются 24 - 27сентября. Продолжительность безморозного периода составляет 135 - 146 дней.