Радиоактивные элементы в почвах

Радиоактивность - способность нестабильных ядер элементов (радиоактивных изотопов, радионуклидов) к самопроизвольному распаду. Следствием ядерного распада является ионизирующая ра­диация в виде потока альфа- и бета-частиц, гамма-квантов и ней­тронов.

Радионуклид — нуклид (атом), ядро которого способно к радио­активному распаду.

К естественным внешним источникам радиации относятся кос­мическое излучение (галактическое, излучение от радиационных поясов Земли, Солнца), создавая мощность эффективной дозы на

уровне моря в среднем 0,28-0,3 мЗв в год, а также излучения от по­верхности Земли, строительных материалов и т. п. (около 0,5 мЗв в год). Внутренними естественными источниками облучения явля­ются радионуклиды ⁴⁰К и ¹⁴С, радий, торий, радон и др.

Глубина проникновения ионизирующего излучения зависит, с одной стороны, от природы излучения, заряда составляющих его частиц и энергии, а с другой - от состава и плотности облу­чаемого вещества.

Радиоактивное излучение является как канцерогенным фак­тором (вызывает раковые заболевания), так и мутагенным (уве­личивает частоту мутаций).

На процесс поглощения и накопления радиоактивных изото­пов живыми организмами влияют многие факторы.

1. Природа радиоактивных элементов. Наибольшее значение имеют изотопы с длинным периодом полураспада и особен­но те, которые накапливаются в тканях: ⁹⁰Sr в костях и ¹³²I в щитовидной железе.

Очень высокая специфичность коэффициента концентрации, ко­торый представляет отношение элемента в организме к его количеству в окружающей среде. Этот коэффициент изменяется в очень широких пределах - от 1 до 200, а иногда значительно больше. Поэтому неко­торые организмы благодаря извлечению радиоактивных элементов из окружающей среды сами становятся токсичными.

Содержание в окружающей среде элементов-антагонистов.

Отмечено, что в пищевых цепях радиоизотопы способны вступать в конкурентные отношения с другими химическими элементами. Чем меньше содержание соответствующих элементов в окружающей среде, тем большее значение приобретают изотопы. Так, живущие в бедной среде организмы загрязняются быстрее, чем обитающие в богатой. Овцы, пасущиеся на бедных кислых торфянистых почвах (рН 4,3), имеют коэффициент концентрации в костях ⁹⁰Sr, равный 714, против 115 на бурой пустынно-степной почве с рН 6,8.

4. Вид и возраст организмов. Радиочувствительность разных организмов весьма различна. По степени устойчивости к радиа­ции живые организмы образуют ряд: микроорганизмы > насе­комые > млекопитающие. Молодые особи обладают большей ра­диочувствительностью и большей интенсивностью поглощения радионуклидов, чем старые.

Радиоактивность почв обусловлена содержанием в них ра­дионуклидов. Различают естественную и искусственную радиоак­тивность.

Естественная радиоактивность почв вызывается естест­венными радиоактивными изотопами, которые всегда в тех или иных количествах присутствуют в почвах и почвообразующих породах. Естественные радионуклиды образовались и образуются без участия человека, насчитывают >300 шт. Значительная часть естественных первичных радионуклидов представлена тяжелыми элементами с порядковыми номерами Z > 82. Они образуют 3 ра­диоактивных семейства (табл. 3.19).

Таблица 3.19

естественная радиоактивность некоторых элементов

Естественные радионуклиды подразделяют на 3 группы.

Валовое содержание естественных радиоактивных изотопов в ос­новном зависит от почвообразующих пород. Почвы, сформировавшие­ся на продуктах выветривания кислых пород, содержат радиоактив­ных изотопов больше, чем образовавшиеся на основных и ультраос­новных породах; тяжелые почвы содержат их больше, чем легкие.

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.

Искусственная радиоактивность почв обусловлена поступ­лением в почву радиоактивных изотопов, образующихся в резуль­тате атомных и термоядерных взрывов, в виде отходов атомной про­мышленности или в результате аварий на атомных предприятиях. Насчитывают >1000 шт. искусственных радионуклидов. Наиболее опасные искусственные радионуклиды — ²³⁹Pu, ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr, ¹³¹I.

Основными источниками излучений при ядерных взрывах и ряде аварий являются продукты деления, наведенная нейтрона­ми активность, трансурановые элементы и тритий. При ядерных взрывах широко распространяется ⁸⁹Sr и ⁹⁰Sr, а при авариях - в основном ¹³⁷Cs. В первые месяцы после ядерного взрыва основную опасность в смеси осколков деления представляют ¹³¹I, ¹⁴⁰Ва и ⁸⁹Sr, а в последующем ⁹⁰Sr и ^l37Cs.

Дополнительным источником радиоактивного загрязнения ме­стности в районе взрыва служит наведенная радиоактивность, возникающая в результате воздействия потока нейтронов, обра­зующихся при цепной реакции деления урана или плутония на ядра атомом различных веществ окружающей среды (реакция ак­тивации). Захват нейтронов ядрами многих химических элемен­тов приводит к появлению радиоизотопов (продуктов активации) в атмосферном воздухе (¹⁴С, ³Н, ³⁹Аг), воде (²⁴Na, ^31,32P, ^53,54Mn, ³⁵S, ⁶⁵Zn и др.), почве (⁴⁵Са, ²⁴Na, ²⁷Mg, ²⁹A1, ³¹Si и др.), в материалах сооружений и т. п. Большая часть их распадается с испусканием бета-частиц и гамма-излучения со сравнительно малым периодом полураспада (за исключением ¹⁴С).

Глобальные выпадения радионуклидов формируются на протя­жении длительного времени: многих недель, месяцев и даже лет после взрыва. Их изотопный состав определяется долгоживущи­ми радиоактивными продуктами, главным образом ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ⁹⁵Zr, ⁹⁵Nb. Наиболее часто искусственное радиоактивное загрязнение почв вызывают изотопы ²³⁵U, ²³⁸U, ²³⁹Pu, ¹²⁹I, ¹³¹I, ¹⁴⁴Ce, ¹⁴⁰Ba, ¹⁰⁶Ru, ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs и т. д. Период корневого поступления радионуклидов в сельскохозяйственную продукцию после радиационной аварии на­зывается третьим периодом в динамике радиационной обстанов­ки, начинающийся со второго года после аварии. Основную опас­ность представляют изотопы ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr.

Постоянное распространение искусственных радионуклидов, выбрасываемых в биосферу при ядерных взрывах, привело к тому, 101

что практически все вещества, ее составляющие и принимающие участие в круговороте химических элементов, в настоящее время оказались в той или иной мере загрязнены продуктами деления тяжелых ядер.

Таблица 3.20

характеристика радиоактивных элементов (орлов и др., 1991)

Радиоактивные вещества, попавшие на поверхность почвы, актив­но вовлекаются в процессы вертикальной миграции. Среди факто­ров, определяющих направление и интенсивность миграции радио­нуклидов, важное место занимает роющая деятельность животных. Большую интенсивность накопления радионуклидов выбросами поч- вороев можно объяснить значительным уменьшением плотности и увеличением порозности почвы по сравнению с ненарушенной почвой.

Включаясь в биологический круговорот, радионуклиды через растительную и животную пищу попадают в организм челове­ка и, накапливаясь в нем, вызывают радиоактивное облучение. Радионуклиды, подобно многим другим загрязняющим веществам, постепенно концентрируются в пищевых цепях.

В экологическом отношении наибольшую опасность представ­ляют ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs. Это обусловлено длительным периодом полурас­пада (28 лет ⁹⁰Sr и 33 года ¹³⁷Cs), высокой энергией излучения и способностью легко включаться в биологический круговорот, в цепи питания. Стронций по химическим свойствам близок к каль­цию и входит в состав костных тканей, а цезий близок к калию и включается во многие реакции живых организмов.

Искусственные радионуклиды закрепляются в основном (до 80­90 %) в верхнем слое почвы: на целине - слое 0-10 см, на пашне - в пахотном горизонте. Наибольшей сорбцией обладают почвы с высо­ким содержанием гумуса, тяжелым гранулометрическим составом, богатые монтмориллонитом и гидрослюдами, с непромывным типом водного режима. В таких почвах радионуклиды способны к мигра­ции в незначительной степени. По степени подвижности в почвах радионуклиды образуют ряд ⁹⁰Sr> ¹⁰⁶Ru> ¹³⁷Ce> ^I29J> ²³⁹Pu.

Естественный травостой удерживает 30-40 % выпавшего ко­личества гамма-излучающих нуклидов и около 30 % ¹³⁷Cs. Сеяные многолетние травы удерживают соответственно 20-40 и 7-15 %. На пашне, сразу после выпадения более 97 % радиоактивных ве­ществ, сосредоточивается в верхнем двухсантиметровом слое. В дальнейшем происходит постепенная миграция радионуклидов в глубь почвы.

Установлены ряды растений в отношении их способности ак­кумулировать Sr⁹⁰: гречиха > соевые бобы > люцерна > суданская трава > кукуруза. Вынос Sr⁹⁰ разными растениями может разли­чаться в 10 раз. Поэтому одним из способов получения раститель­ной продукции с меньшим содержанием радиоактивных элементов является выращивание сельскохозяйственных растений с пони­женной способностью поглощать эти элементы.

Радиоактивные вещества, выпавшие на поверхность почвы из атмосферы и осевшие с поверхности растений, могут служить су­щественным источником повторного механического их загрязне­ния уже после прекращения выпадения радиоактивных осадков. Загрязнение растений радиоактивной пылью происходит при под­нятии ее с поверхности земли ветром, пасущимися животными, при разбрызгивании каплями дождя и обработке или уборке урожая сельскохозяйственными машинами. Дополнительный вклад ⁹⁰Sr, ¹⁰⁶Ru и ¹⁴⁴Се в процессе уборки естественных трав может достигать 50 % поступления ⁹⁰Sr через корневые системы. Следовательно, при уборке сельскохозяйственных культур необходимо учитывать по­вторное радиоактивное загрязнение их почвой и с целью его сни- 103

жения использовать такие технологии, которые в меньшей степени загрязняют продукцию.

При некорневом радионуклидном загрязнении растительности переход их из корма в организм животных и продукцию животно­водства, как правило, выше, чем при корневом поступлении.

В случае корневого поглощения радионуклидов растениями ин­тенсивность включения их в процессы миграции по биологическим цепям определяется типом почвы и физико-химической природой элемента. Скорость и размеры корневого усвоения радионукли­дов растениями определяются растворимостью радиоактивных ве­ществ, физико-химическими свойствами почв и физиологическими особенностями растений. Так как радионуклиды разных элементов сорбируются почвенно-поглощающим комплексом неодинаково, то и перенос их из почвы в растения происходит различно.

Накопление радионуклидов сильно зависит от типа почв: хуже они всасываются из сероземов и черноземов, а лучше всего из тор­фоболотных и легких почв (песчаные и подзолистые), красноземы и лугово-карбонатные почвы занимают промежуточное положение. При некорневом пути поступления более подвижным является ¹³⁷Cs. Поступление ⁹⁰Sr и других радионуклидов происходит при этом в десятки раз медленнее. При корневом поступлении наиболее под­вижным является ⁹⁰Sr. ¹³⁷Cs сильнее сорбируется почвой и поэтому в относительно меньших количествах переходит из почвы в растения.

По корневому пути из почвы во все последующие годы после вы­падения радионуклидов происходит загрязнение грибов, ягод, дико­растущих плодов, лекарственных и кормовых растений. В луговых почвах радионуклиды адсорбированы в слое дернины глубиной 0,5 см; миграция их по профилю почвы происходит очень медленно. На лугах, загрязненных чернобыльскими выбросами, после распада короткоживущих радионуклидов радиоактивность обуславливается в основном радионуклидами ¹³⁷Cs и ⁹⁰Sr. У травянистых видов идет значительное накопление изотопов цезия и стронция. При содержа­нии ⁹⁰Sr в почве до 1,11 • 10¹² Бк/км² (30 Ки/км²) в растениях нака­пливается его от 1,7 • 10³ до 8,14 • 10³ Бк/кг (от 4,6 • 10^-8 Ки/кг до 2,2 • 10^-7 Ки/кг). Это очень высокое загрязнение. Как показали наблюдения, растения естественных кормовых угодий всегда харак­теризуются более высокой удельной радиоактивностью, чем сеяные травы и различные сельскохозяйственные культуры. Объясняется это тем, что радионуклиды в почвах естественных кормовых угодий сосредоточены в основном в слое 0-5 см, создавая там высокую кон­центрацию радиоактивных изотопов в единице объема почвы. При перепашке почвы количество радионуклидов снижается и создаются условия для их меньшей усвояемости растениями. Это подсказывает путь улучшения естественных кормовых угодий в условиях радиа­ционного загрязнения. За счет корневого поступления в основном происходит накопление радионуклидов и в древесине. Так, через 6 лет после чернобыльских выпадений содержание радионуклидов в древесине возросло в 5-15 раз.

По способности к накоплению растениями радионуклиды об­разуют ряд: ⁶⁵Zn > ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ⁵⁹Fe > ¹⁴⁴Ce, ¹⁰⁶Ru, ⁹⁵Zr > ²³⁹Pu, ¹⁴⁷Pm, ⁹¹_Y, ²³⁵_U.

Большинство искусственных радионуклидов прочно сорбиру­ются почвенным поглощающим комплексом и включаются в био­логический круговорот в сравнительно небольших количествах. Исключение составляют ⁶⁵Zn, ⁸⁹Sr и ⁹⁰Sr, отличающиеся наиболь­шей подвижностью в системе «почва - растение». Например, ко­эффициент накопления ⁶⁵Zn при переходе из воды в почву, а затем и траву пастбищ равен 440 (мкКи/г сырого вещества)/ (мкКи/мл воды), а цезия, кобальта и церия - лишь 0,19; 0,07 и 0,03 соот­ветственно. Из большинства типов почв поступление ¹³⁷Cs в расте­ния, как правило, меньше или соизмеримо с поступлением ⁹⁰Sr. Но в определенных почвенно-климатических условиях перенос ¹³⁷Cs из почв Белорусско-Украинского Полесья в растения может зна­чительно превосходить перенос ⁹⁰Sr. На легких по гранулометри­ческому составу песчаных почвах накопление ¹³⁷Cs растениями в 40-50 раз больше, чем ⁹⁰Sr.

Из растворов поглощение корнями растений радионуклидов про­исходит в больших количествах, чем из почв. По интенсивности по­ступления из водных растворов и растения пшеницы радионуклиды располагаются в следующем порядке: ¹³⁷Cs >⁹⁰Sr > ¹⁴⁴Се > ¹⁰⁶Ru > ⁹⁵Zr. При этом ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs активно перемещаются по всему растению, a ¹⁰⁶Ru и ⁹⁵Zr накапливаются преимущественно в корнях и далее прак­тически не транспортируются. По сравнению с водным раствором по­ступление радионуклидов в растения из почвы резко уменьшается. Это уменьшение для ⁹⁰Sr составляет примерно 20 раз, для ¹³⁷Cs и ¹⁴⁴Се сотни и даже тысячи раз. Весьма малой миграционной способностью из почвы в растения отличаются ¹⁰⁶Ru и ⁹⁵Zr. Поскольку фиксация радионуклидов почвенно-поглощающим комплексом происходит не одновременно, а растянуто во времени, доступность их растениям снижается постепенно. В первый год попадания к почву ⁹⁰Sr пере­ход его в растения на 20-30 % больше, чем в последующие годы. По сравнению с ⁹⁰Sr биологическая доступность растениям из почвы ¹³⁷Cs убывает со временем значительно быстрее. Так, усвоение ¹³⁷Cs расте­ниями на второй год после поступления в почву снижалось в 3 раза, на третий - в 5 раз, а через восемь лет - в 10 раз. Наибольший эф­фект наблюдается на почвах, богатых глинистыми минералами, особенно иллитом и вермикулитом. Переход радионуклидов из поч­вы в растения во многом определяется их видовыми и сортовыми особенностями (строение корневой системы, характер метаболизма). Исследования И. Т. Моисеева, проведенные в полевых условиях, по­казали, что видовые различия в накоплении ¹³⁷Cs зерновыми и зер­нобобовыми культурами достигают четырнадцатикратной величины, сортовые различия не превышают двукратной.

Наибольшей способностью накапливать ¹³⁷Cs отличаются тра­востои естественных пастбищ и сенокосов. Это обусловлено, с од­ной стороны, аккумуляцией дерниной радионуклидов в наиболее доступной для растений форме, а с другой стороны, особенностями формирования корневой системы естественными лугопастбищны­ми культурами по сравнению с полевыми корневыми культурами. Поскольку накопление радионуклидов в урожае сельскохозяйствен­ных растений определяется концентрацией их в почве и биологи­ческой доступностью, коэффициенты пропорциональности для раз­личных культур неодинаковы. При поверхностном загрязнении ес­тественных кормовых культур одним ⁹⁰Sr, равным 3,7 • 10⁷ Бк/км² (1 мКи/км²), 1 кг сухого вещества естественных трав содержит 4,8 стронциевой единицы (СЕ), сеяных злаковых трав - 1,5, свек­лы - 1,7, клубней картофеля - 1,56, а 1 кг зерна пшеницы - 0,8 СЕ (Алексахин, Корнеев, Сизиткини, 1987). Поглощение радионуклидов растениями из почвы зависит также от ее состава. Почвы тяжелого гранулометрического состава отличаются большей поглотительной способностью, чем легкие. Существенное влияние на переход из поч­вы в растения ¹³⁷Cs оказывает содержание в ней органического веще­ства. Поступление этого радионуклида в растения из торфянистых почв больше, чем из минеральных, в несколько раз. Данный факт может иметь определенное значение при оценке загрязнения есте­ственных и культурных сенокосов и пастбищ в целях разработки мероприятий по дезактивации и рационального их использования. В период массированных глобальных выпадений загрязняющих ра­диоактивных элементов (1963-1964 гг.) было отмечено, что уровень загрязнения растений в северных районах существенно выше, чем в южных. В Северной Америке и Скандинавии кормовые растения естественных пастбищ накапливали ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs в десять раз больше, чем аналогичные растения в южных странах. При этом из всех ви­дов кормов зерновая продукция содержит наименьшие количества радионуклидов по сравнению с кормами из вегетативных органов растений.

Особенность радиоактивного загрязнения почвенного покрова заключается в том, что количество радиоактивных примесей чрез­вычайно мало, и они не вызывают изменений основных свойств почвы - рН, соотношения элементов минерального питания, уров­ня плодородия. Поэтому, в первую очередь, следует лимитировать (нормировать) концентрации радиоактивных веществ, поступаю­щих из почвы в продукцию растениеводства.

Изучению распределения радионуклидов в почве, их миграции по трофическим цепям посвящено большое число исследований. В то время как воздействию ионизирующих излучений на свойства почвы, в том числе биологические, посвящено гораздо меньше работ.

В настоящее время на кафедре экологии и природопользования Ростовского госуниверситета (ЮФУ) проводятся исследования по изу­чению влияния гамма-излучения на биологические свойства чернозе­ма обыкновенного. Показано, что гамма-излучение в зависимости от дозы (0,1; 0,5; 1,0 и 2,0 Мрад) оказывает различное подавляющее воз­действие на численность микрофлоры и активность ферментов чер­нозема обыкновенного (Денисова и др., 2005). Микроорганизмы по радиорезистентности образовали следующий ряд: амилолитические бактерии > бактерии рода Azotobacter > спорообразующие бакте­рии > аммонифицирующие бактерии > грибы. Даже через 90 суток инкубации после воздействия гамма-излучения численность грибов в зависимости от дозы ниже контроля на 31-96 %. Доза 2,0 Мрад для бактерий рода Azotobacter является летальной.

Ферментативная активность чернозема более устойчива к гам­ма-излучению, чем микрофлора. Однако чувствительность фермен­тов зависит от их природы: дегидрогеназа чувствительнее, чем ка­талаза. Активность инвертазы вследствие высокого варьирования достоверно не отличалась от контроля. Активность каталазы через 90 суток после облучения во всех вариантах на уровне контроля. Активность дегидрогеназы в вариантах с дозами 0,1 и 0,5 Мрад выше контроля на 65 и 63 % (Денисова, Казеев, 2005).

Значение интегрального показателя биологических свойств (ИПБС) чернозема обыкновенного под влиянием гамма-излучения снижается в зависимости от дозы воздействия на 20-63 %. Через 90 суток в вариантах с дозами 0,1 и 0,5 Мрад значения ИПБС дос­товерно не отличаются от контроля, в вариантах с дозами воздей­ствия 1,0 и 2,0 Мрад остаются на 46 и 59 % ниже контроля.

Показано, что варьирование ИПБС 5-9 % находится в преде­лах нормы, а снижение ИПБС более чем на 10 % по сравнению с контролем - это уже существенное негативное воздействие факто­ра (Колесников и др., 2000; Казеев и др., 2003). Таким образом, скорость восстановления биологических свойств зависит от дозы облучения: чем меньше доза, тем быстрее восстанавливаются био­логические свойства чернозема обыкновенного. Но даже спустя 90 суток при дозах гамма-излучения 1,0 и 2,0 Мрад не происходит полного восстановления биологических параметров.

Для районов, пострадавших от Чернобыльской катастрофы, с участием кафедры сельскохозяйственной радиологии и экологии Калужского филиала Московской сельскохозяйственной академии им. К. А. Тимирязева (Сюняев, Соколова и др.) разработан и реко­мендован комплекс противорадионуклидных мероприятий, в том числе внесение в почву повышенных доз извести, фосфорных и ка­лийных удобрений. В присутствии извести радиоцезий меньше по­ступает в корневую систему, не всасывается растениями и остается в почве. Калий по своим химическим свойствам очень близок к це­зию, поэтому он вытесняет радиоцезий на пути к корням. Фосфор же нужен для сбалансированного питания растений. Количество азотных удобрений должно быть ограничено - соединения азота способствуют впитыванию радиоцезия.

Кроме проведения агрохимических мероприятий важное зна­чение имеют организационно-хозяйственные действия. Например, поскольку растения способны поглощать радионуклиды не только через корни, но и через листья, для предотвращения вторичного за­грязнения надо усиленно бороться с пылью. В первую очередь, это асфальтирование дорог, а где дорог нет, следует способствовать есте­ственному появлению лесов и лугов, так как там пыли меньше.

Среди научно подтвержденных рекомендаций - отказ от еже­дневной перегонки скота с пастбища в деревню. Такие переходы поднимают пыли не меньше, чем самый сильный ветер, поэтому лучше держать скотину в загонных стойлах. Экспериментальным путем выяснено, что чем выше урожайность, тем меньше радионук­лидов достается растениям - за счет эффекта разбавления. Отсюда еще одна вроде бы очевидная рекомендация - строгое следование технологиям возделывания сельскохозяйственных культур, чтобы вырастить максимальный урожай.

Установлено, что больше всего радиоактивных веществ попада­ет в организм весной, до конца мая: коровы щиплют молодую мел­кую траву вместе с корешками и прихватывают немало земли. К лету, к началу июня, обстановка стабилизируется - трава подросла и уже не так загрязнена.

Исследования кафедры показывают, что через 8 лет после Чернобыля содержание в почве радиоактивного цезия, у которого период полураспада 30 лет - 30 %. Радиоактивного стронция ос­талось очень мало. Произошли изменения в поверхностном слое: за счет миграции часть радиоцезия, около 10 %, ушла вглубь на 40-60 см. Количество радионуклидов, как и следовало ожидать, упало естественным путем. Но полная очистка от них наступает через 10 периодов полураспада. До сих пор содержание радиоце­зия остается высоким. При допустимом уровне плотности загряз­нения 1 кюри на квадратный километр в тех районах есть пятна с загрязнением до 5 кюри, а на некоторых участках в самых по­страдавших районах - до 15 кюри. В хозяйствах имеются ра­диологические паспорта, где подробно обозначены загрязненные площади на всех угодьях, пастбищах, сенокосах, чтобы ими не пользовались.

Выделение экологической составляющей плодородия почв очень условно. Так или иначе она связана с особенностями корневого пи­тания растений и обеспеченностью их водой, воздухом и теплом. К тому же сама обеспеченность почв гумусом и комплексом химиче­ских элементов, несомненно, незаменимые экологические факторы и их изучение представляет самостоятельную область науки - аг­рохимию или экологическую агрохимию.

Однако анализируемые экологические компоненты плодородия не представляют количественно-качественные характеристики эле­ментного питания растений, но в значительной степени определяют уровень этого питания. Методологически докучаевский системный анализ позволяет рассматривать плодородие почв как целостное явление с комплексом составляющих его соподчиненных и взаи­мосвязанных систем.

Таким образом, в разделе об экологических особенностях пло­дородия почв анализируются следующие характеристики почвен­ной среды обитания растений: гранулометрический состав поч­венной массы, обменная поглотительная способность, реакция почвенной среды (pH), солонцеватость почв, засоленность почв, карбонатность и выщелоченность почв, ферментативная актив­ность почвенной массы как компонент общей биологической ак­тивности почв.

Почвенные характеристики, связанные с обеспеченностью рас­тений водой и воздухом, рассматривается особо.

4.