Орлов Д.С. (отв. ред.) Гуминовые вещества в биосфере

Подождите немного. Документ загружается.

ности почв и вод, отобранных в Киевской, Гомельской и Чернигов-

ской областях. Как можно видеть из данных табл. 5, для иссле-

дованных вод характерна весьма малая радиоактивность, близкая

к фоновой, и лишь в трех пробах радиоактивность несколько превы-

шает фоновую. Это превышение не связано прямо с радиоактивностью

соответствующих почв, что особенно четко видно по результатам

исследования проб № 6, 7, 10, 11.

Более определенно прослеживается связь радиоактивности вод с

их цветностью: наиболее высокая Р-активность отмечана для высоко-

цветных вод (пробы № 7 и 11), что убедительно свидетельствует

о мобилизующей роли ФК в процессах миграции радионуклидов.

Методом адсорбционной хроматографии на угле БАУ установлено,

что в составе растворенных ОВ этих вод доминируют ФК — до 50%

суммы растворенных ОВ, а соотношение ФК:ГК = 5:1, т.е. доста-

точно типично для поверхностных вод суши. Фильтрацией через

целлюлозный анионит ДЕАЕ показано, что в пробе № 7 до 63%

радионуклидов, а в пробе № И до 48% радионуклидов существуют

в форме анионных комплексов. С позиций распространения радио-

активной загрязненности, таким образом, наиболее опасны высоко-

цветные воды, в частности болотные воды.

При фазовом химическом анализе почв районов Чернобыля пока-

зано, что главная масса радионуклидов (до 83—94%) связана с двумя

труднорастворимыми фракциями: с фракцией, растворимой царской

водкой (гумусовые вещества почвы и другие ОВ, техногенные

фазы), и с фракцией, включающей силикатные минералы и кисло-

тоустойчивые техногенные фазы. Такое распределение связано как

с химической природой поступивших техногенных частиц, так и с

высокой сорбционной емкостью почв, обусловленной резким доми-

нированием ГК в составе ОВ почв. Из долгоживущих радионуклидов

в исходных пробах и фракциях методами низкофоновой спектрометрии

были четко идентифицированы пики

137

Cs — 661,6 кэВ, "

Cs — 605,

796, 1370 и 1970 кэВ, а также пик

I06

Rh —

106

Ru — 513 кэВ.

По данным радиоактивности болотных вод и почв рассчитан

коэффициент накопления радионуклидов в почвах. Он варьирует

в интервале от 750 до 50000, т.е. радионуклиды, попавшие в почвы

вследствие аварии на ЧАЭС, прочно удерживаются почвами, и

высокий вклад в этот процесс вносит их взаимодействие с ГК.

На основе этих данных нами был дан прогноз на слабую миграцию

радионуклидов из почв в воды.

Доказательство двух противоположно направленных тенденций в

миграционной способности металлов при их взаимодействии с гуму-

совыми кислотами было получено также в модельных экспериме-

нтах в системах Au(III)—ГК и Au(III)—ФК—ГК.

Как показано выше, ГК хорошо сорбируют Au(TII) из растворов,

в которых оно находится в форме гидроксокомплексов. Емкость

ГК при рН 5,0 составляет 15,9 мг Аи на 1 г ГК, ИЛИ 0,24 мг-экв

на 1 г сорбента. В условиях эксперимента степень извлечения

золота ГК из растворов, не содержащих ФК, достигала 94%. Коэффи-

циент распределения Аи в системе ГК — комплексные соединения

8. Гуминовые вещества в биосфере

113

Таблица 5

Данные по суммарной радиоактивности проб природных вод

(речные, озерные, почвенно-грунтовые) и почв,

отобранных в Гомельской и Киевской областях летом 1987 г.

Проба, место-

Цветность, Суммарная •у-актив- Суммарная

Р-актив- Суммар-

нахождение градусы ность вод, Бк/л ность вод, Бк/л

ная 7-ак-

хромато-

кобальто-

Фаза раст- Взвесь Фаза раст- Взвесь

тивность

почв,

вой шкалы

вора

Бк/кг

1. Грунтовые 160 Не обн. Не обн. Не обн.

0,03 1912

волы. Чер-

ниговская

область

2. Озерные ста- 175

То же То же

То же Не обн.

1912

ричные воды,

Черниговская

область

3. Дренажные

160

0,9

0,1

763

воды, район

Вышгорода

4. Озерная вода,

0,2 0,5 0,2 7 852

район г. Ов-

руча

5. Верхнее тече-

240

Не обн.

0,7

Не обн.

13315

ние р. Вить;

Хойникский

район

6. Среднее тече-

180 20,0

То же

'•,45

0,1

842

ние р. Вить.

7. Озерцо в пой-

515

10,0

25,4

2,2

17781

ме р. Вить,

среднее тече-

ние

8. Грунтовые

250

Не обн. Не обн.

Не обн.

29410

воды, притер-

расье р. Сож

9. Дренажные

260

То же

1,1

0,45 0,45

29410

волы, пойма

р. Сож

10. Почвенно-

Не обн.

0,3

0,1

49 249

грунтовые

волы, пойма

р. Сож

11. Старичные 280

7,0 0,3

11,0

1,3

9676

воды, Костю-

ковичский

район

12. Болотная

250

Не обн. Не обн.

Нет данных 27 300

вода, район То

же

Брагин—Хой-

ники

114

Au(III) в присутствии ФК уменьшается по крайней мере в 6—8 раз — от

значения Kd 400—2000 в отсутствие ФК до 70—250 в присут-

ствии ФК. Соответственно степень извлечения золота ГК в присутствии

ФК снижается в условиях эксперимента до 12%.

Таким образом, двойственная роль гумусовых кислот как наиболее

распространенного природного лиганда в процессах миграции и

концентрирования элементов в зоне гипергенеза очевидна, прогноз

поведения элементов в объектах окружающей среды может осущест-

вляться только при учете процессов комплексообразования с гуму-

совыми кислотами BOi всем их многообразии, а сам процесс такого

взаимодействия является важнейшим в циклах элементов в земной

коре.

ЛИТЕРАТУРА

Алехин О.А. // Химия океана. М.: Наука, 1979. Т. 1: Химия вод океана.

С. 51—55. (Океанология).

Ваксман С.А. Гумус: Происхождение, химический состав и значение его в природе.

M.: Сельхозгиз, 1937. 471 с.

Варшал Г.М. // Методы анализа природных и сточных вод / Под ред.

М.М. Сенявина. М.: Наука, 1977. С. 95—107. (Пробл. аналит. химии; Т. 5).

Варшал Г.М.. Буачидзе НС. // Журн. аналит. химии. 1983. Т. 38, № 12. С. 2155—2167.

Варшал Г.М.. Велюханова Т.К., Баранова Н.Н. 11 Геохимия. 1984. № 2. С. 279—283.

Варшал Г.М., Велюханова Т.К., Баранова Н.Н. // Взаимодействие золота с гуму-

совыми веществами природных вод, почв и пород: (Геохимический и аналитический

аспект) // Гам же. 1990. № 3. С. 316—327.

Варшал Г.М., Велюханова Т.К.. Баранова Н.Н. и др. // Всесоюзное совещание

по геохимии углерода: Тез. докл. М.: ГЕОХИ АН СССР, 1981. С. 127—131.

Варшал Г.М., Велюханова Т.К., Кощеева И.Я. и др. // Журн. аналит. химии. 1983.

Т. 39, № 9. С. 1590-1600.

Варшал Г.М.. Велюханова Т.К., Кощеева И.Я. и др. // Второе Всесоюз. совещ.

по геохимии углерода: Тез. докл. М.: ГЕОХИ АН СССР, 1986. С. 388—390.

Варшаи Г.М., Велюханова Т.К., Кощеева И.Я. и др. // Аналитическая химия

редких элементов. М.: Наука, 1988. С. 112—146.

Варшал Г.М., Велюханова Т.К., Кощеева И.Я. и др. // XIV Всесоюз. совещ.

по химии, анализу и технологии платиновых металлов: Тез. докл. Новосибирск:

ИНХ СО АН СССР, 1989. Т. 2. С. 3—4.

Варшал Г.М., Велюханова Т.К., Сироткина И.С., Ярцева Р. Д. // Гидрохим.

материалы. 1973. Т. 59. С. 143—151.

Варшал Г.М., Инцкирвели J1.H. // Химический анализ морских осадков. М.: Наука,

1980. С. 139—150.

Варшал Г.М., Инцкирвели Л.Н., Сироткина И.

С.

и др. // Геохимия. 1975.

№ 10. С. 1582—1585.

Варшал Г.М., Кощеева И.Я., Сироткина И.С. и др. // Там же. 1979. № 4. С. 598—607.

Вернадский В.И. Избранные сочинения. Т. 4, кн. 2. История минералов земной

коры. Т. 2. История природных вод. М.: Изд-во АН СССР, 1960. 651 с.

Вернадский В.И. Проблемы биогеохимии. М.: Наука, 1980. 320 с. (Тр. биогеохим.

лаб.; Т. 16).

Виноградов А.П. Геохимия редких и рассеянных химических элементов в почвах.

М.: Изд-во АН СССР, 1957. 238 с.

Герасимов И.П., Чичагова О.А. // Почвоведение. 1971. № 10. С. 3—11.

Германов А.И., Пантелеев В.М., Швец В.М. Генетические связи органического

вещества и микрокомпонентов подземных вод. М.: Недра, 1975. 134 с.

Голева Г.А. Гидрогеохимия рудных элементов. М.: Недра, 1977. 216 с.

Гордеев В.В. Речной сток в океан и черты его геохимии. М.: Наука, 1983. 160 с.

Демина Л.Л. Формы миграции тяжелых металлов в океане. М.: Наука, 1982. 119 с.

115

Кирюхин

В.

К., Мелькановицкая

С.

Г., Швец В.М. Определение органических веществ

в подземных водах. М.: Недра, 1476. 190 с.

Кобак К.И. Биотические компоненты углеродного цикла: Автореф. дис. ...д-ра геогр.

наук. М.: Ин-т геогр. АН СССР, 1990. 41 с.

Кобак К. И., Кандрашева Н.Ю. // Геохимия. 1988. № 8. С. 1090—1096.

Ковда В.А., Якушевская И.В., Тюрюканов А.Н. Микроэлементы в почвах Совет-

ского Союза. М.: Изд-во МГУ, 1959.

Колотое Б.А., Крайнов С.Р., Рубейкин В.З. и др. Основы гидрогеохимических

поисков рудных месторождений. М.: Недра, 1983. 199 с.

Кононова М.М. Органическое вещество почвы. Его природа, свойства и методы

изучения. М.: Изд-во АН СССР, 1963. 314 с.

Кононова М.М. Проблемы органического вещества почвы на современном этапе //

Органическое вещество целинных и освоенных почв. М.: Наука, 1972. С. 3—13.

Кононова М.М. II Почвоведение. 1984. № 8. С. 6—11.

Линник П.Н., Набиванец Б. И. Формы миграции металлов в пресных поверхностных

водах. Л.: Гидрометеоиздат, 1986. 270 с.

Манская С.М., Дроздова Т.В. Геохимия органического вещества. М.: Наука,

1964. 315 с.

Махарадзе Г.А. Формы миграции меди и гумусовых кислот в поверхностных

водах: Автореф. дис. ...канд. хим. наук. Ростов н/Д, 1984 . 22 с.

Мелькановицкая С.Г., Швец В.М. // Применение гидрогеохимического метода при

поиске рудных месторождений. М., 1974. С. 55—69.

Орлов Д.С. Гумусовые кислоты почв. М.: Изд-во МГУ, 1974. 332 с.

Перелъман А. И., Борисенко Е.Н. // Геохимия процессов миграции рудных элементов.

М.: Наука, 1977. С. 200—228.

Полынов Б.Б. II Почвоведение. 1948. № 1. С. 9—21.

Романкевич Е.А. Геохимия органического вещества в океане. М.: Наука, 1977. 256 с.

Семенов А.Д. // Гидрохим. материалы. 1967. Т. 45. С. 155—172.

Сироткина И.С., Варшал Г.М., Лурье Ю.Ю. и др. // Журн. аналит. химии.

1974. Т. 28, № 8. С. 1626—1632.

Сироткина И. С., Загудаева Н.С., Варшал Г.М. // Гидрохим. материалы. 1972.

Т. 53. С. 147—152.

Скопинцев Б.А. Органическое вещество в природных водах: (Водный гумус).

Л.: Гидрометеоиздат, 1950. 290 с. (Тр. Гос. океаногр. ин-та; Вып. 17 (29)).

Скопинцев Б.А. // Океанология. 1971. № 6. С. 939—950.

Скопинцев Б.А. // Геохимия природных вод: Тр. Второго Междунар. симпоэ.

Д.: Гидрометеоиздат, 1985. С. 180—190.

Стивенсон Ф.Дж., Батлер Дж.Х.А. // Органическая геохимия. М.: Недра, 1974.

С. 389—412.

Фотиев А.В. // Докл. АН СССР. 1968. Т. 179, № 2. С. 443—446.

Хорн

Р.

А. Морская вода: (Структура воды и химия гидросферы). М.: Мир, 1972. 399 с.

Щербина ВВ. // Геохимия. 1956. № 5. С. 54—60.

Экспериментальные исследования по разложению минералов органическими кис-

лотами / Под ред. Д.Г. Сапожникова. М.: Наука, 1968. 77 с.

Bolin В., Degens Е.Т., Duvigneaud P., Кетре S. // The global carbon cycle: Scope

XIII. Chichester etc.: Wiley, 1979. P. 1—56.

Florence T.M., Batley G.E. // CRC Crit. Rev. Anal. Chetn. 1980. P. 219—296.

Gamble D.S., Schnilzer M. // Trace metals and metal-organic interactions in natural

waters. Ann Arbor: Sci. publ. inc., 1973. P. 265—303.

Garrets R.M., Mackenzie F.T., Hunt C. // Chemical cycle and global environment:

Assessing human influences. Los Altos (Calif.), Kaufmann, 1975.

Jackson K.S., Jonasson I.R., Skippen G.B. // Earth-Sci. Rev. 1978. Vol. 14. P. 97—146.

Krauskopf K.B. // Geochim. et cosmochim. acta. 1956. Vol. 9, № 1. P. 1—32 b.

Leland H.V., Shukla S.S., Shimp N.F. // Trace metals and metal-organic interactions

in natural waters. Ann Arbor: Sci. publ. inc., 1973. P. 89—131.

Mantoura R.F.C., Dickson A.. Rilley J.P. // Estuarine Coast. Mar. Sci. 1978. Vol. 6.

P. 387—408.

Nissenbaum A., Swaine D.J. // Geochim. et cosmochim. acta. 1976. Vol. 40. № 7.

P. 809—818.

116

Radke A.S., Schemer B.J. // Econ. Geol. 1970. Vol. 65, № 2. P. 87—102.

Rashid M.A. // Soil Sci. 1971. Vol. Ill, № 5. P. 298—305.

Rashid M.A. //Chem. Geol. 1974. Vol. 13, № 1. P. 115—125.

Reuter J.H., Perdue E.M. // Geochim. et cosmochim. acta. 1977. Vol. 41, № 2. P. 325—334.

Schnitzer M. // Soil Sci. Soc. Amer. Proc. 1969. Vol. 33. P. 75—81.

Schnitzer M„ Kemdorf H. // Water, Air and Soil Pollut. 1981. Vol. 15. P. 97—108.

Schnitzer M„ Khan S.U. // Humic substances in the environment. N.Y.: Dekker,

1972. P. 326.

Schnitzer M„ Skinner S.I.M. // Soil Sci. 1967. Vol. 103, № 4. P. 247—252.

Sholkovitz E.R., Boyle E.A., Price N.B. // Earth and Planet. Sci. Lett. 1978. Vol. 40,

№ 1. P. 130—136.

Stuermer D.H., Harvey G.R. // Nature. 1974. Vol. 250, № 5466. P. 480—481.

Tan K.H. // Soil Sci. 1975. Vol. 120, № 3. P. 188—194.

УДК 631.411.4.001.2

А.И. Карпухин

ФУНКЦИОНАЛЬНАЯ РОЛЬ

КОМПЛЕКСНЫХ СОЕДИНЕНИЙ

В ГЕНЕЗИСЕ ПОЧВ И ПИТАНИИ РАСТЕНИЙ

Исследование комплексных превращений показывает, что орга-

нические лиганды природных объектов оказывают существенное

влияние на поглотительную способность почв. Миграционная способ-

ность многих химических элементов в почвах значительно изменя-

ется вследствие реакций комплексообразования. Трансформация и

миграция биогенных элементов в почвах происходят при прямом или

косвенном участии координационных соединений. Поведение металлов

в природных объектах трудно представить без реакций комплек-

сообразования.

Комплексные соединения ОВ с ионами металлов выполняют очень

важные биохимические и физиологические функции (например, фото-

синтез, дыхание), что в конечном счете определяет рост и развитие

растений. Многие биологические функции были раскрыты благодаря

исследованию комплексных соединений.

В Тимирязевской сельскохозяйственной академии исследование

водорастворимых комплексных соединений начато основателем ка-

федры почвоведения академиком В.Р. Вильямсом, который продол-

жительное время изучал состав природных вод в созданных им

лизиметрических установках. Работа в этом направлении на кафедре

почвоведения ТСХА продолжена С.П. Ярковым, И.С. Кауричевым

и их учениками. Сочетание стационарных полевых исследований с

лабораторным моделированием позволило получить обширный и

разносторонний фактический материал, на котором базируются наши

представления об образовании, составе и свойствах рассматриваемых

О А.И. Карпухин, 1993

соединений. Так, многолетнее изучение (Кауричев, 1974) масштабов

и форм миграции комплексных соединений в профиле почв таежно-

лесной зоны позволило установить следующие существенные поло-

жения.

1. Водорастворимые органо-минеральные соединения являются

основной формой миграции металлов в профиле подзолистых, бо-

лотно-подзолистых и дерново-подзолистых почв.

2. Мигрирующие по профилю комплексные соединения металлов

с ОВ отличаются высокой прочностью связи катионов с органическими

лигандами.

3. Мигрирующие по профилю почв комплексные соединения

характеризуются большой неоднородностью состава и свойств.

На кафедре почвоведения ТСХА разработана, апробирована на

примере соединений ГВ система методов фиксации ионов железа,

марганца и кальция по комплексному типу (Карпухин, 1989а, б).

Новые экспериментальные данные о составе, миграции и тран-

формации комплексных соединений позволяют глубже понять суть

некоторых почвообразовательных процессов. На примере подзолистых

почв показано, что соединения гумуса с координационной связью

широко представлены в природных объектах, характеризуются неод-

нородными составом, свойствами и принимают активное участие

в разнообразных превращениях (Карпухин, 1990).

На основании этих сообщений сформулирована концепция функцио-

нальной нагрузки комплексных соединений в почвообразовании и

питании растений (Карпухин, 1989а, б). Основные положения этой

системы взглядов следующие.

1. Комплексные соединения широко представлены в почвах и

сопряженных с ними по ландшафту объектах.

2. Природные комплексы гумусовых веществ имеют сложный

состав и разнообразные свойства.

3. ОВ активно участвуют в разрушении труднорастворимых обра-

зований с формированием координационных соединений.

4. Органические лиганды обусловливают сорбционные свойства

почв.

5. Миграция многих химических элементов происходит в форме

координационных соединений.

6. Комплексы оказывают существенное влияние на рост и развитие

растений.

7. Координационные соединения выполняют защитные функции

почв и растений от загрязнения пестицидами, радиоактивными

веществами и тяжелыми металлами.

Целью настоящего Сообщения является обсуждение функциональной

роли органо-минеральных комплексов в генезисе почв и питании

растений, а также определение перспектив изучения состава и свойств

этого класса соединений при мелиорациях и в условиях загряз-

нения почв.

118

ЗНАЧЕНИЕ КОМПЛЕКСНЫХ СОЕДИНЕНИЙ

В ПОЧВООБРАЗОВАНИИ И ПИТАНИИ РАСТЕНИЙ

При изучении состава органо-минеральных комплексов подзо-

листых почв Архангельской области установлена зависимость со^

держания металлов от условий почвообразования. Общее содержание

Al, Fe, Mil, Са и Mg в составе комплексных соединений опреде-

ляется сельскохозяйственным использованием и степенью гидро-

морфности изучаемых почв. Так, в пахотных почвах содержание

этих металлов возрастает в 2 раза по сравнению с верхними гори-

зонтами целинных почв. Это происходит в результате биологического

круговорота веществ при освоении, в том числе в значительной

степени за счет Са и Mg, которые вносят при известковании.

При анализе металлофульватных соединений, выделенных из образ-

цов иллювиальных горизонтов, обнаружена их более высокая на-

сыщенность металлами по сравнению с органо-минеральными ком-

плексами верхних горизонтов, что связано с возрастанием содер-

жания Са и обусловлено карбонатностью материнской породы. При

этом образуются пересыщенные металлами органо-минеральные со-

единения. В иллювиальном горизонте подзолистой почвы на пашне

обнаружено почти в 3 раза больше Са, Mg, Al, Fe и Мп в составе

органо-минеральных соединений комплексной природы по сравнению

с образцами аналогичных лесных почв.

В исследованиях с применением метода меченых атомов установ-

лено, что сорбция и миграция комплексных соединений определяются

генетическими особенностями изучаемых почв. С помощью

проведено сравнительное изучение миграционной способности ме-

талла из состава органо-минеральных комплексов. В отдельных

опытах (табл. 1) методом колоночной хроматографии установлена

высокая подвижность железа (Rf = 0,29) в профиле подзолистой

почвы. В черноземах миграционная способность этого металла резко

снижается (R

= 0,075).

В природных условиях при внесении водорастворимых комплексов

на поверхность почвы Rf изменяется от 0,019 до 0,12 в ряду:

подзолисто-глеевые > подзолисто-глееватые > подзолистые без следов

оглеения > торфяно-подзолистые почвы.

Комплексообразование в значительной мере определяет подвиж-

ность большинства макро- и микроэлементов, их поступление и

передвижение по органам растений. Гумусовые соединения играют

важную роль в биосфере, в частности благодаря комплексообразующей

способности регулируют поступление химических элементов в рас-

тения. Комплексы органических веществ с ионами металлов влияют

на рост и развитие растений (Карпухин, 1980, 1989 а, б). Так,

в результате проведения вегетационных опытов установлено поло-

жительное влияние фульвокислот и их комплексных соединений

с железом и марганцем на прорастание семян кукурузы. В

длительных вегетационных опытах показано, что железофульватные

комплексы, вносимые в питательную смесь в возрастающих концен-

трациях (от 20 до 1000 мг на сосуд), оказали положительное влияние

119

Таблица 1

Состав и свойства железофульватных соединений

некоторых типов почв

Почва Ионный обмен

Изотопный Миграци-

Фракционный состав

обмен онная спо- железа, % от внесен-

собность

ного

Число

рК Констан-

рК

Х\, CN

Сво- Орга- Амо-

комп-

та (г), с"

бод- но-ми- рфное

лексов

ное нера-

льное

Дерново-

1 0,155 6,5 1,6

1,0

подзо- 2 0,282 12,5

1,7- 10"

10,0

листая

3 0,563 24,5

8,4 • 10"'

14,3 6,0 0,286

2,7

78,6

18,7

4 Нет Нет 5,7

•

10"'

Чернозем

I 0,148 6,0 4,6

10"

4,0

2 0,348 15,5

1,7

•

10"

10,0

3,1

0,075 05

79,3 20,2

Нет

Нет 1,2 -10

22,1

Красно- 1 0,155

6,5

1,6-10"'

1,0

зем

0,326 14,5 1,7- 10"

10,0 5,3 0,131

1,2

83,6

15,2

0,607

26,5

9,2

•

10"

13,2

4 Нет Нет

5,1

•

10" 28,1

на рост и развитие подсолнечника и фасоли. Наибольшая прибавка

получена при внесении 200 мг комплексных соединений, при повы-

шении их дозы эффект снижается. Положительный эффект наблюдался

при опрыскивании растений растворами железофульватных соединений

в возрастающих концентрациях (от 0,0001 до 0,1%), особенно при

обработке 0,001%-ным раствором. В радиовегетационных опытах с

использованием

Са показано, что внесение ФК в питательный

раствор в дозе 40 мг/л оказывает более эффективное воздействие

на рост и развитие подсолнечника но сравнению с минеральными

формами кальция.

На основании теоретических обобщений и экспериментальных

данных расширены представления, объясняющие влияние естественных

комплексонов на рост и развитие растений. Они включают следующие

аспекты: 1) перевод элементов питания в растворимое состояние;

2) влияние на молекулярно-массовое распределение химических эле-

ментов в почвенных растворах; 3) регулирование поступления в

растение органических и минеральных компонентов; 4) действие на

дыхательную активность; 5) участие в фотосинтезе; 6) осуществление

фиксации молекулярного азота и других химических и биохими-

ческих процессов.

ФК являются главным комплексоном природных поверхностных

вод и почвенных растворов. Они влияют на ассоциацию и обра-

зование высокомолекулярных и органо-минеральных агрегатов, а

также активно воздействуют на поступление в растения минеральных

элементов и ОВ (Карпухин, 1989, а, б).

120

Таблица 2

Доступность подсолнечнику желеэоорганических комплексов

Органические

лиганды

1,7- 10 Ye, мг/мл 1,2 • 10"'Fe, мг/мл

Органические

лиганды

Поглощено

1-е

•

-2

мг/растение

Fe, % от со-

держания в

растворе

Поглощено

мг/растение

Fe, % от со-

держания в

растворе

Контроль (FeClj)

6,2 ±0,3

61.7 0,55 ±0,2

78,1

ФК:

подзолистой 8,8 ±0,5

87,9 0,66 ±0.4 93,5

почвы

дерново-подзо- 8,6 ±0,5 86,5

0,63

±0,4

90,1

листой почвы

чернозема

8,4 ±0,4

83,5

0,61 ±0,2

86,7

краснозема

8,3

±0,4

82,8 0,60 ±0,2 85,1

Водорастворимые

ОВ:

подзолистой

8,2 ±0,4

82,3

0,63

±0,3 90,6

почвы

подзолисто-

8,1 ±0,3 80,6

0,62 ±0,2

88,3

болотной почвы

лизиметриче-

8,5 ±0,5 84,6

0,63

± 0,3 89,8

скою раствора

Поступление металлов в растения определяется составом и свой-

ствами их комплексных соединений с органическими лигандами

природных объектов. Радиовегетационные опыты показали, например,

высокую доступность растениям железа из состава железофульват-

ных комплексов. При оптимальных концентрациях доступность же-

леза этих комплексов не уступает доступности лимоннокислого железа

(табл. 2). В опытах с использованием

Fe установлено, что железо-

фульватные комплексы более доступны для корневого и некорневого

питания фасоли и подсолнечника, чем ионные формы этого металла.

При изучении поглощения яровой пшеницей (Карпухин и др., 1989)

различных железофульватных комплексов определяли их влияние на

фотосинтетическую активность растений. Обнаружены достоверные

различия в поглощении пшеницей железофульватных комплексов

в зависимости от их молекулярной массы и зарядов. Наибольшей

доступностью растениям отличались положительно заряженные желе-

зофульватные комплексные соединения. Установлено достоверное

влияние различных форм железа на фотосинтетическую активность

растений. Активно влияли на фотосинтез положительно заряженные

комплексы.

В радиовегетационных опытах (Карпухин и др., 1989, 1990 а, б)

показано достоверное влияние разнозаряженных железофульватных

комплексов на доступность фосфора пшенице и кукурузе. Количество

меченого фосфора, поступившего в растения, варьирует от 24,3 до

70,1% исходного содержания. Максимальное увеличение доступности

121

Таблица 3

Поступление "Мп из комплексны* соединений

в надземную массу и в корни кукурузы

в условиях водной культуры

Вариант

опыта

ММ.

рК % от внесенного

Отношение

удельно» ак-

тивности кор-

ней к удель-

ной активнос-

ти надземной

массы

Содержание

'*Мп в надзем-

ной массе ку-

курузы, % от

общего содер-

жания в расте-

нии

Вариант

опыта

ММ.

рК

Листья

корни

Растения в

целом

Отношение

удельно» ак-

тивности кор-

ней к удель-

ной активнос-

ти надземной

массы

Содержание

'*Мп в надзем-

ной массе ку-

курузы, % от

общего содер-

жания в расте-

нии

Контроль 151

2,28

16,5

±0,5

(исходная

16,5 ±0,4

33,0 ± 0,9

1.8

±0.3

50,0 ±2,1

смесь ФК)

ФК 380

5,48

4,1 ±0,2

4,6 ±0,3

8.7 ±0,6

1.8

±0,2

47,2 ±1,4

ФК

10000

15,46 0,3±0,1

0,6 ±0,1

0.9 ±0,2

3,8

±0.4

31,0±1,1

НТУ

191,7

7,44

1,5±0,2

1,3

±0,2

2.8

± 0,4

2,2 ±0,3

52,6 ±2,2

ЭДТА

292,3

14,0

0,5

±0,1

0,7 ±0,1

1,2 ± 0,2

2.5 ±0,4 43,5 ±2,0

Таблица 4

Поглощение фульватов марганца кукурузой

(числитель — листья, знаменатель — корни)

Объект

ММ Поступило в органы,

7о

от внесенного

Отношение актив-

ностей "Мп/"С

Объект

ММ

Мп

"с

Отношение актив-

ностей "Мп/"С

ФК

380 3,25 ±0,30

1,80 ±0.20

7,32 ±0,60

0,36 ± 0,30

3,08 ±0.30

5,12 ±0,40

ФК

10000 0,36 ±0,05

0,22 ±0,05

7,30 ±0,05

0,80 ±0,10

0,79 ±0,10

4,39 ±0,40

Раствор

4,35 ±0,60

фосфат-ионов вызывают отрицательно заряженные комплексы железа

с ФК. Основная часть (до 85%) поглощенного фосфора накапли-

вается в корнях.

Как искусственные комплексоны, так и естественные комплексы,

например ФК, снижали поступление марганца в кукурузу (табл. 3).

Практически полное совпадение отношений удельных активностей

корней и надземной массы кукурузы в контроле и с фракцией ФК

(ММ = 380) указывает на одинаковый характер поведения марганца

в растениях обоих вариантов. Это позволяет предположить, что

комплекс с ФК разрушается на первом физиологическом барьере —

внешней стороне мембраны клетки корня, и марганец поступает

122