CC BY
22
УДК 544.723.23:661.875(532+27)
АДСОРБЦИЯ ПОЧВАМИ УДМУРТИИ РАЗНОВАЛЕНТНЫХ ИОНОВ ХРОМА
ШУМИЛОВА М. А., ПЕТРОВ В. Г.
Институт механики Уральского отделения РАН, 426067, г. Ижевск, ул. Т. Барамзиной, 34
АННОТАЦИЯ. В представленной работе проведен сравнительный анализ поведения ионов хрома в катионной и анионной формах в почвенном покрове. Установлено, что катионы в большем количестве и прочнее поглощаются почвой, на процесс адсорбции оказывает влияние содержание гумусовых веществ, минеральных компонентов, в частности, полуторных оксидов, и рН почвенного раствора. Анионы хрома менее прочно закрепляются почвой, существенного различия для исследуемых типов почв в сорбционной способности по отношению к бихромат-иону не выявлено.
КЛЮЧЕВЫЕ СЛОВА: катион хрома, анион хрома, поглотительная способность, степень адсорбции, изотерма адсорбции, почва, уравнение Лэнгмюра.
ВВЕДЕНИЕ
Основными источниками техногенных соединений хрома в окружающей среде являются промышленные отходы и осадки сточных вод. Учитывая широко представленную в Удмуртии металлургическую отрасль и, соответственно, возможность поступления соединений хрома в окружающую среду в различных степенях окисления, вызывает несомненный интерес сравнительный анализ поведения в почвах хрома в степенях окисления 3+ и 6+.
В почвенном покрове Земли преобладают почвы, способные поглощать анионы в меньшей степени, чем катионы, поскольку значительная часть сорбционных центров на глинистых минералах и на органическом веществе почв имеет отрицательный заряд, что затрудняет присоединение анионов к одноименно заряженной поверхности. Проведенные ранее авторами исследования сорбционной способности некоторых типов почв УР по отношению к арсенит-иону показали невысокую степень поглощения мышьяка в анионной форме почвенным поглощающим комплексом (ППК), что обусловливает его высокую миграционную способность в природных средах. Возможность существования аналогичной закономерности в поведении аниона хрома по сравнению с его катионом в некоторых типах почв УР было исследовано в представленной авторами работе.
МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ
Сорбционные процессы катиона и аниона хрома изучались в лабораторных условиях на А горизонтах наиболее распространенных типов почв Удмуртии: дерново-карбонатной, темно-серой лесной, дерново-подзолистой, дерново-сильноподзолистой слабосмытой, дерново-карбонатной выщелоченной слабосмытой, серой лесной оподзоленной, агрохимические характеристики которых представлены в табл. 1. Отбор, транспортировка и хранение почвенных образцов для экоаналитических исследований осуществлялись в соответствии со стандартами [1, 2]. Проведение пробоподготовки почвенных образцов и определение таких агрохимических показателей, как содержание гигроскопической влаги, рН водной и солевой вытяжки, содержание гумуса проводили в соответствии с требованиями стандартных методов [3]. Значение рН почвенной вытяжки устанавливали потенциометрическим методом с помощью иономера И-160 МИ.
Исходные растворы бихромат-иона с содержанием металла ~0,7 мг/дм3 и катиона хрома (III) с концентрацией ~0,3 мг/дм3 для изучения сорбционных процессов готовили растворением навесок соответствующих солей K2Cr2O7 и Cr2(SO4)3 квалификации «ч.д.а.»,
точную концентрацию устанавливали спектроскопически. Изотермы адсорбции были получены варьированием исходных концентраций в суспензиях бихромат-иона от 0,69-10-3
3 3 3 3 3
до 13,84-10- ммоль/дм и для катиона хрома (III) - от 0,68-10- до 4,08-10- ммоль/дм . К воздушно-сухим почвенным образцам приливали раствор соответствующей соли хрома различной концентрации в соотношении 1 : 9, после чего фазы перемешивали гомогенизатором в течение нескольких дней до установления равновесия. По разности концентраций иона в исходном растворе и в фильтрате определяли поглощенное количество хрома, отнесенное к единице почвы. Концентрацию ионов хрома в фильтратах устанавливали методом атомно-абсорбционной спектрофотометрии с электротермической атомизацией на приборе «8Ышаё2и-АА7000» (Япония) по стандартной методике М-02-902-125-2005 [4]. Все реактивы, используемые для спектрального анализа, имели квалификацию «о. с. ч.».
Таблица 1
Основные агрохимические параметры почвенных образцов
№ п/п Тип почвы Гигроскопическая влага Гумус, % рН
H2O KCl
1 Дерново-карбонатная 1,03 3,73 7,38 7,46
2 Темно-серая лесная 1,03 5,96 6,24 6,34
3 Дерново-подзолистая 1,02 2,55 7,36 7,45
4 Дерново-сильноподзолистая слабосмытая 2,68 1,58 6,23 5,22
5 Дерново-карбонатная выщелоченная слабосмытая 2,51 3,28 6,63 5,57
6 Серая лесная оподзоленная 2,49 4,74 6,41 5,37
РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ
Адсорбция характеризуется как самопроизвольный процесс аккумуляции вещества на границе раздела фаз. Изотерма адсорбции представляет собой график зависимости количества адсорбированного вещества от его равновесной концентрации, построенный по результатам измерений в экспериментах с серией растворов с различными исходными и, соответственно, с различными равновесными концентрациями адсорбата.
Для описания изотерм поглощения ионов металлов почвой, включающие и хемосорбцию, и ионный обмен, часто используют уравнение Лэнгмюра, которое имеет следующий вид:
К ■ C
С = О К L (1)
сорб z^max 1 ту 5 V /
1 + К l •C
где Ссорб - количество компонента, адсорбированного твёрдой фазой, отнесённой к её массе; С - равновесная концентрация компонента в растворе; KL - эмпирический коэффициент адсорбции, или коэффициент Лэнгмюра, характеризующий прочность связи между элементом и сорбционными участками и энергию их взаимодействия; Qmax - максимум адсорбции, или ёмкость монослоя Лэнгмюра.
Изучение в лабораторных условиях адсорбционного равновесия в почвах катиона хрома (III) и бихромат-иона позволило получить экспериментальные данные, представленные в табл. 2, на основе которых построены изотермы адсорбции соответствующих ионов хрома исследуемыми почвами (рис. 1).
Согласно экспериментальным данным наибольшая поглотительная способность катионов хрома зафиксирована у темно-серой лесной почвы, степень адсорбции приближается к 100 %; немногим меньше ионы металла поглощает дерново-карбонатная почва и на уровне 80 % и менее ионы хрома сорбирует дерново-подзолистая почва. Следует отметить, что с увеличением количества вводимого поллютанта степень его поглощения
всеми изученными типами почв уменьшается. Представленные на рис. 1, а, в изотермы адсорбции катиона хрома дерново-карбонатной и дерново-подзолистой почвами имеют Z-форму, которая чаще других используется при описании экспериментальных результатов в опытах по адсорбции [5], которая свидетельствует о том, что при низких концентрациях адсорбата последний имеет относительно высокое химическое сродство с поверхностью адсорбента. По мере заполнения сорбционных центров уменьшается количество незаполненных сорбционных позиций и, соответственно, снижается количество адсорбированного вещества. Изотерму адсорбции хрома (III) темно-серой лесной почвой (рис. 1, б) предпочтительнее отнести к #-форме, являющейся частным случаем Z-формы, но с ещё более крутым начальным участком кривой, свидетельствующей об очень высоком сродстве адсорбата к поверхности адсорбента. Подобное сродство обычно фиксируется при образовании либо внутрисферных комплексов, либо при очень сильном Ван-дер-Ваальсовом взаимодействии с крайне низкими концентрациями металла в растворе.
Таблица 2
Параметры адсорбционного равновесия ионов хрома в почвах
Cr (3+) Cr (6+)
№ С • 103 ^нач 7 Сравн' 104, С •Ю2 ССОрб ^^ У Степень С -103 нач Сравн' 104, Ссорб^ I0' ? Степень
п/п ммоль/дм3 ммоль/дм3 ммоль/кг адсорбции, % ммоль/дм3 ммоль/дм3 ммоль/кг адсорбции, %
дерново-карбонатная дерново-карбонатная
1 0,68 0,115 0,60 98,30 0,692 0,435 0,587 93,72
2 2,04 0,250 1,814 98,77 1,384 0,948 1,167 93,15
3 3,40 0,462 3,019 98,64 5,537 0,565 4,96 76,61
4 4,08 0,654 3,612 98,40 8,305 0,819 7,44 98,98
5 11,074 2,54 9,79 99,01
темно-серая лесная серая лесная
1 0,68 0,019 0,611 99,72 0,692 0,0958 0,543 86,16
2 1,36 0,096 1,215 99,29 1,384 0,3125 0,964 77,42
3 2,04 0,212 1,817 98,96 3,461 0,2592 2,865 91,47
4 2,72 0,558 2,397 97,95 5,537 0,8444 4,294 84,75
5 3,40 0,885 2,980 97,40
6 4,08 1,192 4,827 97,08
дерново-подзолистая дерново-сильноподзолистая
1 0,68 0,885 0,533 87,00 0,692 0,091 0,533 85,02
2 1,36 1,558 1,083 88,54 1,384 0,166 1,083 86,41
3 2,04 5,404 1,350 73,50 3,461 0,285 2,839 90,64
4 2,72 9,635 1,581 64,57 5,537 0,955 4,052 80,43
5 8,305 2,000 5,463 72,68
6 11,074 2,391 7,567 75,50
7 13,842 3,505 8,928 71,27
Достаточно высокую прочность связи катиона хрома (III) с почвой, соответственно, и уменьшение его подвижности можно объяснить существованием специфической адсорбции, которая обусловлена наличием в ППК функциональных групп, способных образовывать координационную или ковалентную связь с катионами ТМ. Однако большее значение для специфической адсорбции имеют органическое вещество почв, оксиды и гидроксиды железа, алюминия и марганца. В исследуемых почвах максимальная сорбционная способность темно-серой лесной почвы обусловлена, по нашему мнению, наивысшим содержанием гумуса (табл. 1) среди представленных почвенных образцов, средним содержанием алюминия (4175,80 мг/кг) и меньшим количеством соединений железа и марганца (131,98 и 2,22 мг/кг), соответственно. Максимальное содержание оксидов алюминия и железа (6753,20 и 150,56 мг/кг соответственно) и близкая величина оксидов марганца 2,10 мг/кг при, практически, в 2 раза меньшем количестве органического вещества (табл. 1) у дерново-карбонатной почвы, обусловливает лишь незначительное уменьшение
сорбционной способности данной почвы по сравнению с образцами темно-серой лесной почвы. Минимальная поглотительная способность среди исследуемых типов почв зафиксирована у дерново-подзолистой почвы, что можно объяснить меньшим содержанием гумуса (табл. 1) и средними величинами полуторных оксидов (Бе - 149,27 мг/кг; А1 - 4620,40 мг/кг) и максимальным количеством Мп - 2,89 мг/кг.
и
е; о
10 8 6 4 2
0,5 1 1,5 2 2,5
Сравню4, ммоль/дм3
.а
е; о
5
4
3
2 .
46
^равн
Сравн^104, ммоль/дм3
Ь 10
ь л о
■Сг (III) Сг (VI)
10 15 20 25
30 35
Сравн^Ю4, ММОЛЬ/ДМ3
Рис. 1. Изотермы адсорбции ионов хрома почвой: а) - дерново-карбонатной; б) - серой лесной; в) - дерново-подзолистой
1
0
0
0
0
2
8
8
6
4
2
0
0
5
Следует также учитывать, что количество катионов, сорбируемых твердой фазой почвы из раствора, увеличивается с повышением величины рН, обусловленной возрастанием зависимого от рН отрицательного заряда на поверхности частиц. Поэтому более высокие значения рН дерново-карбонатной и дерново-подзолистой почв по сравнению с темно-серой лесной (табл. 1) оказывают нивелирующее влияние на разницу в величине сорбционной способности исследуемых типов почв.
Согласно экспериментальным данным (табл. 2) среди исследуемых типов почв наибольшая сорбционная способность к бихромат-иону обнаружена у дерново-карбонатной выщелоченной слабосмытой почвы; серая лесная оподзоленная и дерново-сильноподзолистая слабосмытая обладают примерно одинаковой поглотительной способностью по отношению к аниону хрома (VI). Как видно из табличных данных и представлено в графическом виде (рис. 1), при увеличении концентрации вводимого поллютанта происходит повышение количества сорбируемого аниона почвами, но не в монотонно увеличивающемся варианте, а в разнонаправленных величинах, что может быть обусловлено смещением адсорбционно-десорбционного равновесия между почвой и бихромат-ионом.
Описанные закономерности согласуются с литературными данными [5] по исследованию поглощения анионов почвами и почвенными компонентами, которые свидетельствует о том, что процесс собственно адсорбции, т.е. увеличение концентрации сорбата на границе раздела без образования каких-либо новых кристаллических фаз, является ведущим механизмом закрепления анионов. В соответствии с современными представлениями адсорбция анионов на поверхности твердых частиц рассматривается как
образование комплексов на поверхности раздела твердая фаза ^ раствор путем лигандного обмена, который может приводить к изменению заряда поверхности и, как следствие, ее сорбционных свойств и рН почвенного раствора. Так же как и катионы, анионы могут давать внешне- и внутрисферные комплексы и удерживаться в диффузном слое вблизи поверхности раздела. Как было обнаружено рядом авторов [6], ионы хрома (VI) почвенные коллоиды закрепляют за счет внешнесферной координации на поверхности своих частиц. Одновременно установлено, что коллоиды, связывающие СгО|_, не специфичны к хромату, и присутствие других анионов в почвенном фильтрате (например, растворенного органического вещества) приводит к снижению адсорбции хромата. Закрепление хромата не является прочным, и хромат возвращается в раствор при его подщелачивании или появлении в нем аниона и растворенного органического вещества, которые конкурировали за адсорбционные места минералов [6]. Таким образом, вытеснение в раствор в результате лигандного обмена непротонированной гидроксидной группы или аниона какой-либо гуминовой кислоты вызывает протекание реакции конкурирующего комплексообразования между данными ионами и имеющимися в фильтрате бихромат-ионами, которое ведет к уменьшению степени поглощения последних ППК, что зафиксировано в периодическом небольшом изменении степени адсорбции исследуемыми типами почв (табл. 2).
Адсорбция анионов снижается с повышением рН, поскольку при этом возрастает отрицательный заряд на зависимых от рН сорбционных центрах. Адсорбция ионов хрома (VI) увеличивается с уменьшением рН в результате протонизации поверхностных гидроксидов ППК и самого хромата СгО|_. В исследуемых почвенных образцах рН почвенной вытяжки (табл. 1) имеет практически одинаковую величину и не оказывает существенного влияния на разницу в степени адсорбции бихромат-иона ими.
Максимальное поглощение хрома (VI) зафиксировано у дерново-карбонатной почвы (табл. 2) со средним содержанием гумуса (табл. 1) по сравнению с другими типами исследуемых почвенных образцов, что также находится в полном соответствии с литературными данными [7], утверждающими, что содержание органического вещества не является главным фактором, определяющим способность почв к адсорбции анионов.
Процесс адсорбции анионов почвами и почвенными компонентами находится в прямой зависимости от гранулометрического и, в большей степени, от минералогического состава почвы. При прочих равных условиях почвы тяжелого гранулометрического состава поглощают больше анионов по сравнению с легкими почвами за счет большей поверхности взаимодействия с раствором. Все исследуемые почвенные образцы обладают тяжелосуглинистым гранулометрическим составом, следовательно, большой разницы в степени поглощения бихромат-ионов для них не следует ожидать, что подтверждается экспериментальными данными (табл. 2). С другой стороны, как было установлено нами ранее [8], исследуемые типы почвенных образцов в своей минеральной основе имеют каолинит и монтмориллонит, обладающие большой поглотительной способностью. Некоторое количество анионов, согласно литературным данным [5], может быть адсорбировано на боковых гранях глинистых кристаллитов, где на поверхности часть гидроксильных групп имеет единичную координацию с октаэдрическим катионом и поэтому способна к протонированию и лигандному обмену. Адсорбция анионов по такому механизму в наибольшей степени свойственна каолиниту, поскольку он не имеет постоянного заряда и обладает большим количеством гидроксильных групп по сравнению с трехслойными силикатами. Несмотря на то, что поглощение поллютантов обычно связывают с наличием гидроксильных групп на сколах глинистых минералов, по данным рентгено-дифрактометрического анализа монтмориллонита [9], обнаружено наличие ионов и в межпакетном пространстве, что свидетельствует о возможном поглощении элемента не только внешней, но и внутренней поверхностью. Таким образом, близость анализируемых нами почвенных образцов по минералогическому и гранулометрическому составу обусловливает незначительные различия в их сорбционной способности по отношению к бихромат-иону.
6 8 10 12 Снач^103, ммоль/дм3
чо ОЧ
те ^
Ю О.
о
и <
95
85
75
3 4 5 6 Снач/103, ммоль/дм3
Сг (VI) ■Сг (III)
12
Снач^103, ммоль/дм3
0
2
4
0
1
2
0
3
6
9
Рис. 2. Степень поглощения ионов хрома почвой: а) - дерново-карбонатной; б) - серой лесной; в) - дерново-подзолистой
Сорбционная емкость исследованных типов почв по отношению к катиону и аниону хрома в графическом виде представлена на рис. 2. Полученные экспериментальные данные (рис. 2, а, б) совпадают с литературными источниками [5] в том, что при одинаковом количестве вносимого в почву поллютанта катионы поглощаются почвой в большем количестве и прочнее по сравнению с его анионной формой. Подобное явление можно объяснить тем, что в Нечерноземной полосе ППК преимущественно имеет отрицательный заряд поверхности, кроме того полуторные оксиды почвы отличаются высокой селективностью и значительно большей прочностью по отношению к катионам тяжелых металлов [10]. С другой стороны, неспецифичность почвенных коллоидов к бихромат-иону обусловливает снижение степени поглощения аниона при увеличении концентрации поллютанта и переход его в почвенный фильтрат. Освободившиеся центры адсорбции вновь способны вступать в реакции лигандного обмена, принимая ионы хрома (VI); периодически меняющиеся направления изменения величины степени адсорбции зафиксированы графически на рис. 2. В варианте с дерново-подзолистой почвой (рис. 2, в), когда концентрация вводимого поллютанта превышает 2,0-10-3 ммоль/дм3, зафиксирована большая степень поглощения почвой анионной формы хрома по сравнению с его катионной формой. Данное явление, на наш взгляд, можно объяснить минимальным количеством гумусовых веществ данного типа почвы по сравнению с исследованными, следовательно, количество сорбционных центров ППК для катионов существенно уменьшается, в то время как для анионов этот параметр большого значения не имеет. Нейтральная среда для катионов хрома, как установлено [11], приводит к увеличению их подвижности, что и имеет место в нашем случае (табл. 1), при этом в варианте с анионом величина рН почвенной вытяжки минимальна среди исследованных почв, что способствует увеличению процесса сорбции бихромата, как было показано выше [6]. Совместное влияние перечисленных факторов привело к отличию в сорбционной способности дерново-подзолистой почвы по отношению к катионной и анионной форме загрязняющего элемента.
ВЫВОДЫ
В лабораторных условиях проведено исследование поглотительной способности катионной и анионной форм иона хрома тремя типами почв Удмуртской республики. Установлено, что катионы поглощаются почвами прочнее и в большем количестве; для анионов характерно существование периодически меняющегося равновесия в системе ППК ^ почвенный раствор и, следовательно, большая подвижность в почве.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. ГОСТ 17.4.3.01-83 Охрана природы. Почвы. Общие требования к отбору проб. М.: ИПК Изд-во Стандартов, 2004. 4 с.
2. ГОСТ 28168-89 Отбор проб. М.: Стандартинформ, 2008. 7 с.
3. Аринушкина Е. В. Руководство по химическому анализу почв. М.: Изд-во МГУ, 1970. 487 с.
4. Методика количественного химического анализа. Определение металлов в питьевой, минеральной, природной, сточной воде и в атмосферных осадках атомно-абсорбционным методом. М-03-505-119-03. СПб., 2005. 28 с.
5. Соколова Т. А., Трофимов С. Я. Сорбционные свойства почв. Адсорбция. Катионный обмен. Тула: Гриф и К, 2009. 172 с.
6. Водяницкий Ю. Н. Тяжелые и сверхтяжелые металлы и металлоиды в загрязненных почвах. М.: ГНУ Почвенный институт им. В.В. Докучаева Россельхозакадемии, 2009. 95 с.
7. Singh B. R. Sulfate Sorption by acid forest soils. 2. Sulfate adsorption isotherms with and without organic matter and oxides of aluminum and iron // Soil Science, 1984, vol. 138, no. 4, pp. 294-297.
8. Шумилова М. А., Петров В. Г. ИК-спектроскопические исследования поглотительной способности почв УР // Химическая физика и мезоскопия. 2015. Т. 17, № 1. С. 132-137.
9. Химия тяжелых металлов, мышьяка и молибдена в почвах / под ред. Н. Г. Зырина и Л. К. Садовниковой. М.: МГУ, 1985. 208 с.
10. Каплунова Е. В. Трансформация соединений цинка, свинца и кадмия в почвах. Автореф. дис. канд. биол. наук. М., МГУ, 1983. 23 с.
11. Дабахов М. В., Дабахова Е. В., Титова В. И. Экотоксикология и проблемы нормирования. Н. Новгород: Изд-во ВВАГС, 2005. 165 с.
ADSORPTION OF DIFFERENT-VALENCE CHROMIUM IONS BY SOILS OF UDMURTIA
Shumilova M. A., Petrov V. G.
Institute of Mechanics, Ural Branch of the Russian Academy of Sciences, Izhevsk, Russia
SUMMARY. Industrial waste and sewage sludge are the main sources of receipt of man-made compounds chromium in the environment. The chromium is in different oxidation states in such compounds. In the present study the authors analyzed the behavior of chromium ion in the oxidation state 3+ and 6+ in some types of soil Udmurtia. Under the laboratory conditions a sorption of chromium ions was studied in A-horizons of the most common types of soil Udmurtia: sod-carbonate, dark gray forest, sod-podzolic, sod-weakly podzolic poorly washed away, sod-carbonate leached poorly washed away, gray forest podzolized.
The Initial solutions of chromium 6+ with a concentration about 0.7 mg/dm3 and chromium 3+ with a concentration about 0.3 mg/dm3 was prepared by dissolving the samples of corresponding salts K2Cr2O7 and Cr2(SO4)3, the exact concentration was determined spectroscopically.
Adsorption is a spontaneous process of accumulation substances at the phase boundary. According to experimental data the maximum absorption capacity of chromium cations recorded in dark gray forest soil. Extent of absorption of chromium cations for this type of soil approximates to 100 %. Sod-carbonate soil absorbs metal ions a little less. Sod-podzolic soil absorbs chromium ions less than all the investigated types of soils. The adsorption isotherms of chromium cation sod-carbonate and sod-podzolic soils are of I-shape. In this type of adsorption the adsorbate with low values of concentration is relatively high chemical affinity with the adsorbent surface. Adsorption isotherms of chromium (III) for dark gray forest soil is preferable refers to the H-form, which indicates a very high affinity adsorbate to the surface of the adsorbent. Organic substance, oxides and hydroxides of iron, aluminum and manganese, pH of the soil filtrate significantly affect the adsorption of chromium cations by soil absorbing complex.
According to experimental data among the investigated soil types the highest sorption capacity relative to the dichromate ions was found in sod-carbonate leached poorly washed away soil. Gray forest podzolized and sod-weakly podzolic poorly washed away have about the same absorption capacity in relation to the anion of chromium (VI). With increasing concentration of the injected pollutant there is happening nonmonotonic increase in the amount of sorbed
anion by the soil. This process can be caused a shift of the adsorption-desorption equilibrium between the soil and the dichromate ion.
In the investigated soil samples pH soil extract is practically the same value and has no significant effect on the difference in the degree of adsorption of dichromate ion soils. Content of organic substance in the soil is not the main factor determining the soil adsorption capacity for anions. The proximity of the analyzed soil samples for mineralogical and granulometric composition leads to slight differences in their sorption abilities towards dichromate-ion. We have found that the same quantity of applied to the soil pollutant cations absorbed by the soil in larger quantities and stronger compared to its anionic form. This phenomenon can be explained by the fact that in Nonchernozem strip SAC preferably has a negative surface charge, besides sesquioxides oxides of soil are distinguished by high selectivity and significantly greater strength in relation to the heavy metal cations. On the other hand, non-specificity of soil colloids to the dichromate-ion results in a decrease in the extent of absorption of the anion with increasing concentration of pollutant and its transition into the soil filtrate.
On the basis of laboratory experience, it was found that cationic forms of metals absorbed by the soil stronger and in greater amounts compared to its anionic forms. The existence of a periodically changing the equilibrium in the system SAC ^ soil solution is typical for anions and, therefore, their high mobility in the soil.
KEYWORDS: chromium cation, chromium anion, absorptive capacity, the degree of adsorption, adsorption isotherm, the soil, the Langmuir equation.
REFERENCES
1. GOST 17.4.3.01-83 Okhrana prirody. Pochvy. Obshchie trebovaniya k otboru prob [Protection of Nature. Soils. General requirements for sampling]. Moscow: IPK Publ. Standartov, 2004. 4 p.
2. GOST 28168-89 Otborprob [Sample selection]. Moscow: Standartinform Publ., 2008. 7 p.
3. Arinushkina E. V. Rukovodstvo po khimicheskomy analizu pochv [Manual to chemical analysis of soil]. Moscow: MGU Publ., 1970. 487 p.
4. Metodika kolichestvennogo khimicheskogo analiza. Opredelenie metallov v pit'evoy, mineral'noy, prirodnoy,stochnoy vode i v atmosfernykh osadkakh atomno-absorbtsionnym metodom [Methods of quantitative chemical analysis. Determination of metals in drinking, mineral, natural, waste water and precipitation by atomic absorption method], M-03-505-119-03. M-03-505-119-03. St. Petersburg, 2005. 28 p.
5. Sokolova T. A., Trofimov S. Ya. Sorbisionnye svoystva pochv. Adsorbtsiya. Kationnyy obmen [The sorption properties of soils. Adsorption. Cation exchange] Tula: Grif I K Publ., 2009. 172 p.
6. Vodyanistkiy Yu. N. Tyazhelye i sverchtzhyazhelye metally i metalloidy v zagryaznennych pochvakh [Heavy and extra-heavy metals and metalloids in contaminated soils]. Moscow: GNU Pochvennyy Institut im. V.V.Dokuchaeva Rosselchozakademii Publ., 2009. 95 p.
7. Singh B. R. Sulfate Sorption by acid forest soils. 2. Sulfate adsorption isotherms with and without organic matter and oxides of aluminum and iron. Soil Science, 1984, vol. 138, no. 4, pp. 294-297.
8. Shumilova M. A., Petrov V. G. IK-spetroskopicheskie issledovaniya poglotitelnoy sposobnosti pochv UR [IR-spectroscopic study of the absorption capacity of soils of the Udmurt Republic]. Khimicheskaya fizika i mezoskopiya [Chemical Physics & Mesoscopy], 2015, vol. 17, no. 1, pp. 132-137.
9. Khimiya tyazhelykh metallov, mysh'yaka I molibdena v pochvakh [Chemistry of heavy metals, arsenic and molybdenum in soils]. pod red. N. G. Zyrina, L. K. Sadovnikovoy. Moscow: MGU Publ., 1985. 208 p.
10. Kaplunova E. V. Transformatsiya soedineniy tsinka, svinsta I kadmiya v pochvakh [The transformation of compounds of zinc, lead and cadmium in the soil]. Moscow, MGU, 1983. 23 p.
11. Dabakhov M. V., Dabakhova E. V., Titova V. I. Ekotoksikologiya i problem normirovaniya [Ecotoxicology and problems of rationing] Nizhny Novgorod: VVAGAS Publ., 2005. 165 p.
Шумилова Марина Анатольевна, кандидат химических наук, доцент, старший научный сотрудник ИМ УрО РАН, тел (3412) 21-89-55, e-mail: mashumilova@mail. ru
Петров Вадим Генрихович, доктор химических наук, главный научный сотрудник ИМ УрО РАН, e-mail: petrov@udman. ru
