Специфическая сорбция и конкурентные взаимоотношения между марганцем и тяжелыми металлами с органическим веществом почвы
А.
Н. КоролёвБиблиографическое описание статьи для цитирования:
Королёв
А.
Н. Специфическая сорбция и конкурентные взаимоотношения между марганцем и тяжелыми металлами с органическим веществом почвы // Научно-методический электронный журнал «Концепт». –
2017. – Т. 31. – С.
1346–1350. – URL:
http://e-koncept.ru/2017/970284.htm.
Аннотация. Изучена специфическая сорбция тяжелых металлов и марганца органическим веществом темно-каштановой почвы. Показано, что конкуренция ионов вызывает временные изменения в способности почвы к удержанию отдельных ионов. Происходит перераспределение ионов между различными почвенными реакционными центрами. В результате ионы каждого тяжелого металла связываются с теми реакционными центрами, к которым они имеют наибольшее сродство.
Ключевые слова:
марганец, тяжелые металлы, темно-каштановая почва, реакционные центры почвы, органо-минеральная матрица почвы
Текст статьи
КоролёвАлександр Николаевич,канд. биол. наук, доцент кафедры экологии, природопользования и биологии, Омский государственный аграрный университет им. П.А. Столыпина, г. Омскkorolev66.66@mail.ru
Специфическая сорбция и конкурентные взаимоотношения между марганцем и тяжелыми металлами с органическим веществом почвы
Аннотация.Изучена специфическая сорбция тяжелых металлов и марганца органическим веществом темнокаштановой почвы. Показано, что конкуренция ионов вызывает временные изменения в способности почвы к удержанию отдельных ионов. Происходит перераспределение ионов между различными почвенными реакционными центрами. В результате ионы каждого тяжелого металла связываются с теми реакционными центрами, к которым они имеют наибольшее сродство.Ключевые слова:тяжелые металлы, марганец, темнокаштановая почва, реакционные центры почвы, органоминеральная матрица почвы.
Эмиссия тяжелых металлов (ТМ) в составе техногенных выбросов в окружающую среду происходит, чаще всего, в виде их комплексов, состав которых определяется промышленным профилем производства. Наиболее представительными в выбросах предприятий являются Zn, Cu, Pb, Cd, Hg, Se, Sn, Sbи т.п. в различных сочетаниях и концентрациях [1]. В диапазоне действующих концентраций, т.е. диапазоне между максимальными концентрациями, еще не вызывающими снижения урожая и минимальными концентрациями, приводящими к гибели растений, комплексы техногенных микроэлементов (ТМЭ) воздействую как правило, иначе чем отдельные элементы, что при исследовании загрязненияпочв в большинстве случаев не принимается во внимание [2,3,4]. Необходимость изучения взаимного влияния ионов Mnи ТМ в почве очевидна по ряду причин. С одной стороны, элементы, относящиеся к группе ТМ, могут сильно различаться друг с другом по химическимсвойствам, определяющим их поведение в почве. С другой стороны, возможно сходство в поведении как между катионами разных ТМ, так и между катионами ТМ и Mn. В условиях полиэлементного загрязнения его потенциальный вред будет определять не только уровни концентраций, но и набор химических элементов и соотношение между ними. Органоминеральная матрица –минеральная геологическая матрица с органической и гумусовой матрицей, –классифицируется на два вида: одна образована гумусовыми молекулами, а другая –коллоидами органического вещества. По мнению Карпачевского Л.О. и Зубкова Т.А. [5] свойства этих матриц различны; они образуют разные крупные компартменты в почве, на которыхпроисходят разные реакции. Самые мелкие компартменты связаны с активными центрами,или кластерами, из которых состоит почвенная матрица. При полиэлементном загрязнении возможна ситуация, когда ионы различных металлов будут стремиться взаимодействовать с одними и теми же почвенными реакционными центрами. При этом неизбежно снижение поглощения почвой ионов того элемента, который обладает меньшим сродством к этим реакционным центрам [4]. Судьба химических элементов в почве (их перемещение, осаждение, поглощение корнями растений и т.п.) часто зависит от того, насколько стабильны соединения, которые элементы образуют с органическим веществом. Данные многих ученых свидетельствуют, что наряду с растворимыми комплексами при взаимодействии гумусовых веществ с МЭ и ТМ в определенном диапазоне рН и соотношений между органическим веществом и элементом образуются труднорастворимые или нерастворимые осадки, что может повлиять на доступность элементов для растений. Исходя из выше изложенного, в модельном вегетационном опыте были исследованы процессы конкурентных взаимоотношений ионов Mnи ТМ с органическим веществом темнокаштановой почвы.Объектом исследования был выбран пахотный горизонт темнокаштановой нормальной среднесуглинистой почвы Восточного Казахстана. Монои полиэлементное загрязнение почвы осуществляли легкорастворимыми солями нитратов, сульфатов и ацетатов:Cu (CuSO4.5H2O), Zn (ZnSO4.7H2O), Pb (Pb(NO3)2), Cd (Cd(CH3COO)2.2H2O) и Cr(CrCl3.6H2O), которые вносили в растворенном виде. Дозы металлов соответствовали 1, 3 и 5 ПДК [6,7]: Cu –100, 300, 500 мг/кг воздушносухой почвы, Zn –300, 900, 1500 мг/кг, Pb –32, 96, 160 мг/кг, Cd –3, 6, 15 мг/кг, Cr–100, 300, 500 мг/кг в пересчете на металл. Такая схема опыта имитировала возможное влияние выбросов реального свинцовоцинкового комбината на протяжении приблизительно 3, 10 и 30 лет работына почву активного сельскохозяйственного оборота и интенсивной агрохимической обработки.Формы соединений марганца, связанные с органическим веществом, извлекали наиболее распространенным экстрагентом –0.1 н. раствором NaOH. Экстракцию исследуемых форммарганца проводили по схеме: навеску почвы заливали экстрагентом в соотношении почва : раствор = 1:10. Суспензию встряхивали на ротаторе в течение 1 часа, затем отфильтровывали через фильтровальную бумагу «синяя лента». При необходимости фильтрование повторяли.Концентрацию марганца определяли фотоколориметрическим персульфатным методом с использованием электрофотоколориметра КФК3. Формы Mn, связанные с органическим веществом почвы, в условиях моно, бии полиэлементного загрязнения темнокаштановой среднесуглинистой почвы ТМ (Pb, Zn, Cu, Cd, Cr), накапливались неравномерно (табл. 1). Таблица 1 Влияние доз Pb, Zn, Cd, Cr, Cu (ПДК) и Mn на содержание формы микроэлемента, связанной с органическим веществомпочвы
ТМ, дозаДоза марганца, мг/кг0100200300Фон 3.98± 0.215.73± 0.248.5± 0.3917.3± 0.81Cu
1 ПДК19.5± 0.9120.9± 0.9320.7± 0.9425.0± 1.33 ПДК14.3± 0.6516.8± 0.7915.6± 0.7118.5± 0.975 ПДК6.48± 0.3110.6± 0.547.93± 0.398.65± 0.45Zn 1 ПДК3.93± 0.185.63± 0.246.55± 0.2914.7± 0.713 ПДК4.53± 0.196.67± 0.317.69± 0.3116.6± 0.925 ПДК5.43± 0.298.23± 0.389.4± 0.4519.5± 1.1Cr 1 ПДК33.2± 1.622.7± 1.0826.4±1.2230.1± 1.63 ПДК32.7± 1.823.4± 1.0629.5±1.0533.1± 1.595 ПДК31.9± 1.924.5± 0.8134.1± 1.0837.4± 1.81Pb 1 ПДК2.36± 0.133.45± 0.146.83± 0.278.23± 0.453 ПДК4.93± 0.27 5.94± 0.218.14± 0.3510.1± 0.575 ПДК8.78± 0.449.18± 0.3810.1± 0.4312.6± 0.54Cd 1 ПДК11.3± 0.616.4± 0.7527.7± 1.1331.8± 1.673 ПДК14.8± 0.7618.4± 0.8128.3± 1.3237.6± 1.755 ПДК17.6± 0.8921.3± 1.0529.2± 1.2346.3± 2.21Cu, Zn, Pb, Cd, Cr1 ПДК5.63± 0.337.95± 0.329.63± 0.3511.9± 1.053 ПДК6.68± 0.288.2± 0.3711.4± 0.8113.4± 0.545 ПДК7.4± 0.3211.1± 0.4611.4± 0.7515.1±0.67Примечание: приведены значения средних и стандартные отклонения.
Наибольшее сродство с реакционными центрами органического вещества в условиях моноэлементного загрязнения почвы ТМ, а, следовательно,и наибольшая конкуренция в сравнении с Mn, наблюдалось к ионам Pb2+и Zn2+. Как показали результаты вегетационного опыта, при загрязнении почвы солями Pb (в условиях моноэлементного загрязнения в количестве 1 ПДК) количество связанного с органическим веществом Mnуменьшилось на 40,7% в сравнении с фоном. Однако, при увеличении «свинцовой» нагрузки на почву путем внесения концентраций Pb в количестве 3 и 5 ПДК, происходило перераспределение данной пары Pb –Mnмежду различными почвенными реакционными центрами и доля связанного с органическим веществом Mnв сравнении сфоном увеличилась в 1.24–2.2раза соответственно. Наименьшим сродством с реакционными центрами органического вещества почвы обладали ионы Cr3+. В условиях биэлементного загрязнения почвы в условиях ТМ –Mnвыше перечисленные закономерности в отношении конкурентного взаимоотношения с реакционными центрами органического вещества почвы между Mnи ТМ сохранялись: наибольшее сродство с реакционными центрами органического вещества почвы наблюдалось к ионам Pb2+и Zn2+, а при увеличении нагрузки на почву солей Cu–и к ионам Cu2+.Наименьшим сродством с реакционными центрами органического вещества почвы в условиях биэлементного загрязнения (Mn–ТМ) обладали ионы Cr3+и Cd2+. При увеличении дозы внесения в почву Crи Cdот 1 до 5 ПДК в условиях биэлементного загрязнения почвы количество связанного с органическим веществом Mnувеличивалось. В условиях полиэлементного загрязнения почвы Mnи ТМ (Pb, Zn, Cu, Cd, Cr) количество связанного сорганическим веществом Mnувеличивалось. При этом, увеличение содержания связанного с органическим веществом Mnотмечалось как в контрольных образцах почвы (без дополнительного обогащения почвы Mn), так и в образцах почвы обогащенных смесью исследуемой группы ТМ и Mnодновременно. Закономерности сродства исследуемой группы ТМ (Pb, Zn, Cu, Cd, Cr) и Mnс реакционными центрами органического вещества темнокаштановой почвы в условиях моно, бии полиэлементного загрязнения можно выразить в виде лиотропных рядов (табл. 2).
Таблица 2Закономерности сродства ТМ и Mnс реакционными центрами органического вещества темнокаштановой почвы
Доза Mn, мг/кгДоза ТМ, ПДК1350Pb�ZnMn�C�dC�uCr Mn�Z�nPb�Cu�CdCrMn�Z�nCu�P�bC�dCr100Pb�Zn�Mn�C�dC�uCr MnPb�Zn�C�uC�dCrMn�Z�nPb�C�uC�dCr200Z�nPb�Mn�C�uCrCd Z�nPbMn�C�uC�dCr�CuMn�Zn�P�bCr�Cd300Pb�Zn�Mn�C�uCr�Cd Pb�Zn�Mn�C�uCr�Cd�CuPb�M�nZ�nCr�Cd
Таким образом, органическое вещество почвы имело различный отклик на связывание ионов Mn при обогащении почвы химическими элементами группы ТМ в различных условиях. Наибольшую стабильность в связывании ионов ТМ органическое вещество почвы проявляло в отношении Cdи Cr. Эти элементы проявляли наименьшее сродство с реакционным центрами органического вещества. Высокой лабильностью обладали ионы Cu, Znи Pb. Если в условиях моноэлементного загрязнения почвы наибольшим сродством с реакционными центрами органического вещества обладали ионы Pb2+, то при биэлементном загрязнении (Mn–ТМ) особенно в условиях усиленного обогащения почвы Cuна первое место выходили ионы Cu2+. Органическое вещество почвы имело различный отклик на связывание ионов Mn2+при обогащении почвы химическими элементами группы ТМ в различных условиях. Наибольшую стабильность в связывании ионов ТМ органическое вещество почвы проявляло в отношении Cdи Cr. Эти элементы проявляли наименьшее сродство с реакционным центрами органического вещества. Высокой лабильностью обладали ионы Cu2+, Zn2+и Pb2+.
Ссылки на источники1.Рассеянные элементы в бореальных лесах / Никонов В.В., Лукина Н.В., Безель В.С. и др. М.: Наука. –2004. –616 с.2.Ладонин Д.В. Взаимодействие гуминовых кислот с тяжелыми металлами / Ладонин Д.В., Марголина С.Е. // Почвоведение. –1997. –№7. –С. 806811.3.Ладонин Д. В. Особенности специфической сорбции меди и цинка некоторыми почвенными минералами // Почвоведение.−1997.−№12.− С. 14781485.4.Ладонин Д.В. Конкурентные взаимоотношения ионов при загрязнении почвы тяжелыми металлами // Почвоведение. –2000. –№10. –С. 12851293.5.Карпачевский Л.О. Компартментация в почвах / Карпачевский Л.О., Зубкова Т.А. // Почвоведение. –2005. –№1. –С. 4755.6.Kloke A. Orientirung sdaten fur toleriebare Gesumtgehalte einiger Elemente in Kulterboden // Mitteilungen VDLVFA. −1980. − H. 2. –S. 3238.7.ИльинВ.Б. Тяжелые металлы в системе почварастение. Новосибирск: Наука. – 1991. –151 с.
Специфическая сорбция и конкурентные взаимоотношения между марганцем и тяжелыми металлами с органическим веществом почвы
Аннотация.Изучена специфическая сорбция тяжелых металлов и марганца органическим веществом темнокаштановой почвы. Показано, что конкуренция ионов вызывает временные изменения в способности почвы к удержанию отдельных ионов. Происходит перераспределение ионов между различными почвенными реакционными центрами. В результате ионы каждого тяжелого металла связываются с теми реакционными центрами, к которым они имеют наибольшее сродство.Ключевые слова:тяжелые металлы, марганец, темнокаштановая почва, реакционные центры почвы, органоминеральная матрица почвы.
Эмиссия тяжелых металлов (ТМ) в составе техногенных выбросов в окружающую среду происходит, чаще всего, в виде их комплексов, состав которых определяется промышленным профилем производства. Наиболее представительными в выбросах предприятий являются Zn, Cu, Pb, Cd, Hg, Se, Sn, Sbи т.п. в различных сочетаниях и концентрациях [1]. В диапазоне действующих концентраций, т.е. диапазоне между максимальными концентрациями, еще не вызывающими снижения урожая и минимальными концентрациями, приводящими к гибели растений, комплексы техногенных микроэлементов (ТМЭ) воздействую как правило, иначе чем отдельные элементы, что при исследовании загрязненияпочв в большинстве случаев не принимается во внимание [2,3,4]. Необходимость изучения взаимного влияния ионов Mnи ТМ в почве очевидна по ряду причин. С одной стороны, элементы, относящиеся к группе ТМ, могут сильно различаться друг с другом по химическимсвойствам, определяющим их поведение в почве. С другой стороны, возможно сходство в поведении как между катионами разных ТМ, так и между катионами ТМ и Mn. В условиях полиэлементного загрязнения его потенциальный вред будет определять не только уровни концентраций, но и набор химических элементов и соотношение между ними. Органоминеральная матрица –минеральная геологическая матрица с органической и гумусовой матрицей, –классифицируется на два вида: одна образована гумусовыми молекулами, а другая –коллоидами органического вещества. По мнению Карпачевского Л.О. и Зубкова Т.А. [5] свойства этих матриц различны; они образуют разные крупные компартменты в почве, на которыхпроисходят разные реакции. Самые мелкие компартменты связаны с активными центрами,или кластерами, из которых состоит почвенная матрица. При полиэлементном загрязнении возможна ситуация, когда ионы различных металлов будут стремиться взаимодействовать с одними и теми же почвенными реакционными центрами. При этом неизбежно снижение поглощения почвой ионов того элемента, который обладает меньшим сродством к этим реакционным центрам [4]. Судьба химических элементов в почве (их перемещение, осаждение, поглощение корнями растений и т.п.) часто зависит от того, насколько стабильны соединения, которые элементы образуют с органическим веществом. Данные многих ученых свидетельствуют, что наряду с растворимыми комплексами при взаимодействии гумусовых веществ с МЭ и ТМ в определенном диапазоне рН и соотношений между органическим веществом и элементом образуются труднорастворимые или нерастворимые осадки, что может повлиять на доступность элементов для растений. Исходя из выше изложенного, в модельном вегетационном опыте были исследованы процессы конкурентных взаимоотношений ионов Mnи ТМ с органическим веществом темнокаштановой почвы.Объектом исследования был выбран пахотный горизонт темнокаштановой нормальной среднесуглинистой почвы Восточного Казахстана. Монои полиэлементное загрязнение почвы осуществляли легкорастворимыми солями нитратов, сульфатов и ацетатов:Cu (CuSO4.5H2O), Zn (ZnSO4.7H2O), Pb (Pb(NO3)2), Cd (Cd(CH3COO)2.2H2O) и Cr(CrCl3.6H2O), которые вносили в растворенном виде. Дозы металлов соответствовали 1, 3 и 5 ПДК [6,7]: Cu –100, 300, 500 мг/кг воздушносухой почвы, Zn –300, 900, 1500 мг/кг, Pb –32, 96, 160 мг/кг, Cd –3, 6, 15 мг/кг, Cr–100, 300, 500 мг/кг в пересчете на металл. Такая схема опыта имитировала возможное влияние выбросов реального свинцовоцинкового комбината на протяжении приблизительно 3, 10 и 30 лет работына почву активного сельскохозяйственного оборота и интенсивной агрохимической обработки.Формы соединений марганца, связанные с органическим веществом, извлекали наиболее распространенным экстрагентом –0.1 н. раствором NaOH. Экстракцию исследуемых форммарганца проводили по схеме: навеску почвы заливали экстрагентом в соотношении почва : раствор = 1:10. Суспензию встряхивали на ротаторе в течение 1 часа, затем отфильтровывали через фильтровальную бумагу «синяя лента». При необходимости фильтрование повторяли.Концентрацию марганца определяли фотоколориметрическим персульфатным методом с использованием электрофотоколориметра КФК3. Формы Mn, связанные с органическим веществом почвы, в условиях моно, бии полиэлементного загрязнения темнокаштановой среднесуглинистой почвы ТМ (Pb, Zn, Cu, Cd, Cr), накапливались неравномерно (табл. 1). Таблица 1 Влияние доз Pb, Zn, Cd, Cr, Cu (ПДК) и Mn на содержание формы микроэлемента, связанной с органическим веществомпочвы
ТМ, дозаДоза марганца, мг/кг0100200300Фон 3.98± 0.215.73± 0.248.5± 0.3917.3± 0.81Cu
1 ПДК19.5± 0.9120.9± 0.9320.7± 0.9425.0± 1.33 ПДК14.3± 0.6516.8± 0.7915.6± 0.7118.5± 0.975 ПДК6.48± 0.3110.6± 0.547.93± 0.398.65± 0.45Zn 1 ПДК3.93± 0.185.63± 0.246.55± 0.2914.7± 0.713 ПДК4.53± 0.196.67± 0.317.69± 0.3116.6± 0.925 ПДК5.43± 0.298.23± 0.389.4± 0.4519.5± 1.1Cr 1 ПДК33.2± 1.622.7± 1.0826.4±1.2230.1± 1.63 ПДК32.7± 1.823.4± 1.0629.5±1.0533.1± 1.595 ПДК31.9± 1.924.5± 0.8134.1± 1.0837.4± 1.81Pb 1 ПДК2.36± 0.133.45± 0.146.83± 0.278.23± 0.453 ПДК4.93± 0.27 5.94± 0.218.14± 0.3510.1± 0.575 ПДК8.78± 0.449.18± 0.3810.1± 0.4312.6± 0.54Cd 1 ПДК11.3± 0.616.4± 0.7527.7± 1.1331.8± 1.673 ПДК14.8± 0.7618.4± 0.8128.3± 1.3237.6± 1.755 ПДК17.6± 0.8921.3± 1.0529.2± 1.2346.3± 2.21Cu, Zn, Pb, Cd, Cr1 ПДК5.63± 0.337.95± 0.329.63± 0.3511.9± 1.053 ПДК6.68± 0.288.2± 0.3711.4± 0.8113.4± 0.545 ПДК7.4± 0.3211.1± 0.4611.4± 0.7515.1±0.67Примечание: приведены значения средних и стандартные отклонения.
Наибольшее сродство с реакционными центрами органического вещества в условиях моноэлементного загрязнения почвы ТМ, а, следовательно,и наибольшая конкуренция в сравнении с Mn, наблюдалось к ионам Pb2+и Zn2+. Как показали результаты вегетационного опыта, при загрязнении почвы солями Pb (в условиях моноэлементного загрязнения в количестве 1 ПДК) количество связанного с органическим веществом Mnуменьшилось на 40,7% в сравнении с фоном. Однако, при увеличении «свинцовой» нагрузки на почву путем внесения концентраций Pb в количестве 3 и 5 ПДК, происходило перераспределение данной пары Pb –Mnмежду различными почвенными реакционными центрами и доля связанного с органическим веществом Mnв сравнении сфоном увеличилась в 1.24–2.2раза соответственно. Наименьшим сродством с реакционными центрами органического вещества почвы обладали ионы Cr3+. В условиях биэлементного загрязнения почвы в условиях ТМ –Mnвыше перечисленные закономерности в отношении конкурентного взаимоотношения с реакционными центрами органического вещества почвы между Mnи ТМ сохранялись: наибольшее сродство с реакционными центрами органического вещества почвы наблюдалось к ионам Pb2+и Zn2+, а при увеличении нагрузки на почву солей Cu–и к ионам Cu2+.Наименьшим сродством с реакционными центрами органического вещества почвы в условиях биэлементного загрязнения (Mn–ТМ) обладали ионы Cr3+и Cd2+. При увеличении дозы внесения в почву Crи Cdот 1 до 5 ПДК в условиях биэлементного загрязнения почвы количество связанного с органическим веществом Mnувеличивалось. В условиях полиэлементного загрязнения почвы Mnи ТМ (Pb, Zn, Cu, Cd, Cr) количество связанного сорганическим веществом Mnувеличивалось. При этом, увеличение содержания связанного с органическим веществом Mnотмечалось как в контрольных образцах почвы (без дополнительного обогащения почвы Mn), так и в образцах почвы обогащенных смесью исследуемой группы ТМ и Mnодновременно. Закономерности сродства исследуемой группы ТМ (Pb, Zn, Cu, Cd, Cr) и Mnс реакционными центрами органического вещества темнокаштановой почвы в условиях моно, бии полиэлементного загрязнения можно выразить в виде лиотропных рядов (табл. 2).
Таблица 2Закономерности сродства ТМ и Mnс реакционными центрами органического вещества темнокаштановой почвы
Доза Mn, мг/кгДоза ТМ, ПДК1350Pb�ZnMn�C�dC�uCr Mn�Z�nPb�Cu�CdCrMn�Z�nCu�P�bC�dCr100Pb�Zn�Mn�C�dC�uCr MnPb�Zn�C�uC�dCrMn�Z�nPb�C�uC�dCr200Z�nPb�Mn�C�uCrCd Z�nPbMn�C�uC�dCr�CuMn�Zn�P�bCr�Cd300Pb�Zn�Mn�C�uCr�Cd Pb�Zn�Mn�C�uCr�Cd�CuPb�M�nZ�nCr�Cd
Таким образом, органическое вещество почвы имело различный отклик на связывание ионов Mn при обогащении почвы химическими элементами группы ТМ в различных условиях. Наибольшую стабильность в связывании ионов ТМ органическое вещество почвы проявляло в отношении Cdи Cr. Эти элементы проявляли наименьшее сродство с реакционным центрами органического вещества. Высокой лабильностью обладали ионы Cu, Znи Pb. Если в условиях моноэлементного загрязнения почвы наибольшим сродством с реакционными центрами органического вещества обладали ионы Pb2+, то при биэлементном загрязнении (Mn–ТМ) особенно в условиях усиленного обогащения почвы Cuна первое место выходили ионы Cu2+. Органическое вещество почвы имело различный отклик на связывание ионов Mn2+при обогащении почвы химическими элементами группы ТМ в различных условиях. Наибольшую стабильность в связывании ионов ТМ органическое вещество почвы проявляло в отношении Cdи Cr. Эти элементы проявляли наименьшее сродство с реакционным центрами органического вещества. Высокой лабильностью обладали ионы Cu2+, Zn2+и Pb2+.
Ссылки на источники1.Рассеянные элементы в бореальных лесах / Никонов В.В., Лукина Н.В., Безель В.С. и др. М.: Наука. –2004. –616 с.2.Ладонин Д.В. Взаимодействие гуминовых кислот с тяжелыми металлами / Ладонин Д.В., Марголина С.Е. // Почвоведение. –1997. –№7. –С. 806811.3.Ладонин Д. В. Особенности специфической сорбции меди и цинка некоторыми почвенными минералами // Почвоведение.−1997.−№12.− С. 14781485.4.Ладонин Д.В. Конкурентные взаимоотношения ионов при загрязнении почвы тяжелыми металлами // Почвоведение. –2000. –№10. –С. 12851293.5.Карпачевский Л.О. Компартментация в почвах / Карпачевский Л.О., Зубкова Т.А. // Почвоведение. –2005. –№1. –С. 4755.6.Kloke A. Orientirung sdaten fur toleriebare Gesumtgehalte einiger Elemente in Kulterboden // Mitteilungen VDLVFA. −1980. − H. 2. –S. 3238.7.ИльинВ.Б. Тяжелые металлы в системе почварастение. Новосибирск: Наука. – 1991. –151 с.
