Геоэкология. Инженерная геология, гидрогеология, геокриология, 2021, № 3, стр. 69-78

МОБИЛИЗАЦИЯ ЭКОЛОГИЧЕСКИ ОПАСНЫХ ЭЛЕМЕНТОВ ИЗ ХВОСТОВ ОБОГАЩЕНИЯ ЛОПАРИТОВЫХ РУД ПОД ДЕЙСТВИЕМ АТМОСФЕРНЫХ ОСАДКОВ

Е. А. Красавцева 12*, Д. В. Макаров 2**, Е. А. Селиванова 3***, В. В. Максимова 12****, А. В. Светлов 2*****

1 Лаборатория природоподобных технологий и техносферной безопасности Арктики ФИЦ “Кольский научный центр РАН”
184209 Апатиты, ул. Ферсмана, 14, Россия

2 Институт проблем промышленной экологии Севера ФИЦ “Кольский научный центр РАН”
184209 Апатиты, мкр. Академгородок, 14а, Россия

3 Геологический институт ФИЦ “Кольский научный центр РАН”
184209 Апатиты, мкр. Академгородок, 14, Россия

* E-mail: e.krasavtseva@ksc.ru
** E-mail: d.makarov@ksc.ru
*** E-mail: selivanova@geoksc.apatity.ru
**** E-mail: v.maksimova@ksc.ru
***** E-mail: a.svetlov@ksc.ru

Поступила в редакцию 19.01.2021
После доработки 11.02.2021
Принята к публикации 14.02.2021

Полный текст (PDF)

Аннотация

В лабораторных условиях проведено исследование мобилизации экологически опасных элементов из хвостов обогащения лопаритовых руд под действием атмосферных осадков. Объектом исследования выступали хвосты текущего производства. В регионе сосредоточено значительное число горнорудных предприятий, являющихся источником загрязнения воздушной, водной сред и почв. Одним из приоритетных загрязнителей воздушного бассейна является сернистый газ. Исходя из вышеизложенного, для моделирования химического выветривания хвостов использовались 0.002 Н раствор серной кислоты, имитирующий кислотные дожди, и дистиллированная вода в качестве контроля. Под воздействием слабо концентрированного сернокислого раствора наблюдалось многократное увеличение скорости разложения минералов, входящих в состав хвостов. Концентрации тяжелых металлов и фтор- и фосфат-ионов в результирующих растворах по окончании эксперимента при увлажнении исследуемого материала разбавленным раствором серной кислоты во много раз превышали предельно допустимые концентрации для рыбохозяйственных водоемов. Отмечен интенсивный переход в раствор редкоземельных элементов легкой группы (La–Sm). Вероятность и интенсивность кислотных дождей должны приниматься во внимание при экологической оценке опасности хвостов обогащения лопаритовых руд для окружающей среды.

Ключевые слова: хвосты обогащения, миграция, экологическая опасность, тяжелые металлы, редкоземельные элементы

ВВЕДЕНИЕ

Разработка месторождений полезных ископаемых связана с образованием большого количества отходов – вскрышные и проходческие породы, хвосты обогащения и т.д. В Мурманской обл., где сосредоточен ряд крупных горнодобывающих предприятий, ежегодно складируется свыше 200 млн т горнопромышленных отходов [3]. Единственное в России горнорудное предприятие, разрабатывающее месторождение лопаритовых руд, расположено на Кольском полуострове. За многолетнюю деятельность в его хвостохранилищах накопилось огромное количество отходов, остающихся после извлечения лопарита, – около 6.5 млн т на первом поле хвостохранилища, свыше 11 млн т – на втором действующем поле [2, 10]. Ежегодный прирост хвостов составляет около 440 тыс. т.

Дезинтегрированный материал хвостов обогащения при хранении подвергается широкому спектру гипергенных преобразований вследствие взаимодействия с атмосферой, дождевыми водами, почвенными растворами. В регионах с высокоразвитой промышленностью выбросы от антропогенных источников загрязнения атмосферы кислотными ангидридами, в частности SO2, SO3, NO, NO2, превалируют над природной эмиссией [8]. При их растворении в дождевой воде образуются кислотные дожди, являющиеся одной из наиболее тяжелых форм загрязнения окружающей среды [4, 16]. Причем влияние кислотных дождей ощущается как в зонах, прилегающих к предприятиям цветной металлургии, так и на значительном удалении от последних. Приоритетные источники загрязнения атмосферы сернистым газом, никелем и медью − комбинаты “Североникель” и “Печенганикель” [5]. В работах [11, 12] показано, что среднемноголетняя зона локального загрязнения как снежного покрова, так и жидких осадков сульфатами расположена на расстоянии до 70 км от центра промышленной площадки в г. Мончегорске.

В ряде работ, посвященных исследованию взаимодействия горнопромышленных отходов с кислотными дождями, растворенным органическим веществом и др., было показано, что внесение агрессивного агента приводит к интенсификации перехода экологически опасных элементов в подвижные формы [6, 13, 18, 21]. Отдельно изучено взаимодействие ряда минералов и горных пород с разбавленными растворами серной кислоты и подкисленной речной водой [14, 15, 17]. Моделированию химического выветривания и исследованию процессов гипергенных преобразований апатито-нефелиновых и медно-никелевых руд были посвящены работы наших коллег [7, 9].

Ранее нами были исследованы пробы хвостов обогащения лопаритовых руд обоих полей, изучено их влияние на рост и развитие высших растений [1, 2]. Однако при геоэкологической оценке риска негативного влияния отходов добычи и переработки руд на окружающую среду необходимо учитывать еще и такое опасное проявление техногенеза, как кислотные дожди [7].

Цель работы – изучение мобилизации экологически опасных элементов из хвостов обогащения лопаритовых руд в модельных условиях, имитирующих кислотные дожди.

ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНАЯ ЧАСТЬ

Объектом исследования являлись хвосты текущего производства обогатительной фабрики горнорудного предприятия, разрабатывающего месторождение лопаритовых руд. Поскольку ранее была отмечена дифференциация материала хвостов по крупности и вещественному составу уже на стадии складирования [1], работу вели с хвостами, отобранными в феврале 2020 г. непосредственно на фабрике из зумпфа, до разгрузки на хвостохранилище.

Отходы обогащения представляют собой мелкозернистые пески, крупность минеральных частиц составляет 0.01–0.5 мм.

Химический состав хвостов обогащения лопаритовых руд текущего производства, масс. %: SiO2 – 48.53, ТiO2 – 1.35, Al2O3 – 22.40, Fe2O3 – 5.12, FeO – 0.66, MnO – 0.25, CaO – 1.42, MgO – 0.38, K2O – 4.24, Na2O – 13.43, P2O5 – 0.68, SrO – 0.35, F – 0.08, SO3 – 0.11.

Минеральный состав хвостов обогащения лопаритовых руд текущего производства приведен в табл. 1.

Таблица 1.

Минеральный состав хвостов обогащения лопаритовых руд текущего производства*

Минерал Содер-жание, %
Нефелин (Na,K)AlSiO4 62.22
Полевой шпат (Na,K)AlSi3O8 16.51
Апатит Ca10(PO4)6(OH,F,Cl)2 1.03
Лопарит (Na,Ce,Ca,Sr,Th)(Ti,Nb,Fe)O3 0.98
Эгирин NaFe3+(Si2O6) 18.71
Диопсид CaMgSi2O6 0.04
Содалит Na4Si3Al3O12Cl 0.17
Ломоносовит Na10Ti4(Si2O7)2(PO4)2O4 0.19
Лампрофиллит (Sr,Ba)2(Na,Ti)4Ti2O(Si2-O7)2(O,OH,F)2 0.15
Сумма 100.00

* Выполнен в ОАО “Кольский геолого-информационный аналитический центр”.

По данным рентгенофазового анализа пробы хвостов, основные фазы (в порядке убывания): нефелин, микроклин, эгирин, альбит, содалит (рис. 1). В примесных количествах диагностированы лопарит, натролит, эвдиалит, анальцим.

Рис. 1.

Рентгенограмма пробы текущих хвостов.

Пробы хвостов обогащения лопаритовых руд подвергались открытому кислотному вскрытию и последующему анализу на содержание микроэлементов методом масс-спектрометрии с индуктивно связанной плазмой на базе ЦКП ИППЭС КНЦ РАН (масс-спектрометр ELAN 9000 DRC-e, Perkin Elmer, США). Результаты анализа приведены в табл. 2.

Таблица 2.

Содержание некоторых элементов в хвостах обогащения лопаритовых руд текущего производства

Элемент Содержание, мг/кг Элемент Содержание, мг/кг Элемент Содержание, мг/кг
Ni 7.51 Ce 1031 U 17.4
Cu 6.44 Pr 38.8 Ta 123
Cr 2.30 Nd 121 Nb 1459
Sr 1289 Sm 14.7 W 2.99
Zn 240 Sc 136 Se 0.945
Pb 16.0 Ba 179 As 70.70
Cd 0.175 Sb 0.516 Mn 1580
Co 1.82 Sn 8.28 Al 75 800
Li 34.1 V 34.9 Fe 26 300
La 202 Th 26.3 Zr 2630

Моделирование химического выветривания минералов под воздействием атмосферных осадков проводили по ранее описанной методике, исследуя взаимодействие частиц хвостов обогащения лопаритовых руд с дистиллированной водой и слабым раствором серной кислоты [7]. Ввиду длительности природных процессов гипергенных изменений минералов, эксперимент проводили в ускоренном режиме. Пробы хвостов обогащения лопаритовых руд (m = 70 г) помещали в термостатируемые ячейки (t = 50°С). Образцы ежедневно увлажняли 0.002 Н раствором серной кислоты в объеме 25 мл/сут в течение 20, 40 и 60 суток. В контрольной серии опытов выщелачивающим агентом выступала дистиллированная вода. По окончании эксперимента высушенные пробы обрабатывали дистиллированной водой в соотношении Т : Ж = 1:10, результирующие растворы фильтровали через мембранный фильтр МФАС ОС-2 (размер пор 0.47 мкм). В фильтратах определяли рН и передавали на количественный химический анализ (ИСП-МС, ионообменная хроматография, прямая потенциометрия, атомно-адсорбционная спектрометрия).

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Начальные значения рН и концентраций элементов определяли в растворе, полученном после обработки хвостов обогащения лопаритовых руд дистиллированной водой, при таком же соотношении Т : Ж и времени обработки (t = 1 сут).

Изменение величины водородного показателя растворов после взаимодействия исследуемого материала с водой и разбавленной серной кислотой в зависимости от длительности эксперимента показано на рис. 2. При взаимодействии с водой величина рН незначительно повышается во временном интервале от 20 до 40 сут, а затем возвращается практически к исходному значению. После взаимодействия хвостов с 0.002 Н раствором серной кислоты рН раствора выщелачивания закономерно снижается с увеличением времени опыта. Наибольшее снижение величины водородного показателя происходит в первые двадцать суток.

Рис. 2.

Изменение величины рН в ходе эксперимента.

Представляло интерес проследить гипергенные изменения нефелина и других силикатов, являющихся основными минералами, входящими в состав хвостов обогащения лопаритовых руд. Разрушение силикатной матрицы под действием дистиллированной воды и разбавленной серной кислоты оценивали по результатам анализа фильтратов на содержание калия, натрия, алюминия и кремния (рис. 3).

Рис. 3.

Концентрации алюминия, кремния, калия и натрия в результирующих растворах при взаимодействии с водой (а, в) и серной кислотой (б, г).

При проведении опыта с использованием разбавленной серной кислоты растворение минералов и высвобождение этих элементов существенно возрастает. Стоит отметить, что если при взаимодействии с водой в раствор преимущественно переходит кремний (см. рис. 3а), то при увлажнении материала хвостов раствором серной кислоты интенсивнее разрушаются алюмокислородные тетраэдры с образованием Al2(SO4)3 (см. рис. 3б).

После взаимодействия хвостов с дистиллированной водой концентрации калия и натрия растут, особенно интенсивно во временном интервале от 40 до 60 сут (см. рис. 3в). Как видно, растворение минералов происходит инконгруэнтно, с преимущественным высвобождением ионов натрия: его концентрация превышает концентрацию калия почти в 20 раз по окончании эксперимента. При взаимодействии хвостов обогащения лопаритовых руд с разбавленной серной кислотой растворение нефелина идет значительно интенсивнее с сохранением неравномерного характера перехода элементов в раствор (см. рис. 3г).

На рис. 4 показан внешний вид хвостов по окончании эксперимента (60 сут). Рентгенофазовым анализом установлен состав высолов, образовавшихся на поверхности материала хвостов, – смесь тенардита и 12-водного сульфата алюминия-калия.

Рис. 4.

Внешний вид хвостов обогащения лопаритовых руд по окончании эксперимента. Слева направо: увлажняющий агент – дистиллированная вода, раствор серной кислоты.

Возможные уравнения реакции образования новых диагностированных фаз:

(1)
$\begin{gathered} {{{\text{K}}}_{2}}{\text{S}}{{{\text{O}}}_{4}} + {\text{A}}{{{\text{l}}}_{2}}{{({\text{S}}{{{\text{O}}}_{4}})}_{3}} + 24{{{\text{H}}}_{2}}{\text{O}} \to \\ \to 2{\text{KAl}}{{({\text{S}}{{{\text{O}}}_{4}})}_{2}} \cdot 12{{{\text{H}}}_{2}}{\text{O;}} \\ \end{gathered} $
(2)
$2{\text{NaCl}} + {{{\text{H}}}_{2}}{\text{S}}{{{\text{O}}}_{4}} \to {\text{N}}{{{\text{a}}}_{2}}{\text{S}}{{{\text{O}}}_{4}} + 2{\text{HCl}}.$

Одна из причин повышенного содержания фтор- и фосфат-ионов в сточных водах предприятия − наличие легкорастворимого фторида натрия (виллиомит) и апатита в составе пород разрабатываемого месторождения [1]. Поэтому также представляло интерес проследить поведение основных анионов, входящих в состав вышеуказанных минералов. На рис. 5 показаны зависимости концентраций фтор- и фосфат-ионов в растворах после взаимодействия хвостов обогащения лопаритовых руд с водой и разбавленной серной кислотой от длительности эксперимента. В фильтратах после взаимодействия хвостов с дистиллированной водой (см. рис. 5а) наблюдается рост концентраций этих анионов в растворе. При этом, уже после первых суток эксперимента отмечено превышение предельно допустимых концентраций для данных анионов в водных объектах рыбохозяйственного значения (ПДКрхбз) – 0.75 мг/л и 0.05 мгР/л11 – в 240 и 120 раз для фторидов и фосфатов соответственно.

Рис. 5.

Концентрации основных анионов в результирующих растворах при взаимодействии с водой (а) и серной кислотой (б).

С увеличением времени взаимодействия материала хвостов с раствором серной кислоты концентрации фторидов и фосфатов снижаются (см. рис. 5б). При увлажнении пробы хвостов слабо концентрированной серной кислотой кальций также активно переходит в растворенную форму и, видимо, образует малорастворимое соединение с ионами фтора22. Похожие результаты были получены в экспериментах по водному выщелачиванию хвостов обогащения лопаритовых руд первого поля: при регулировке кислотности раствором серной кислоты со снижением рН подвижность фтор-ионов также снижалась [2].

Изменение концентраций некоторых тяжелых металлов (ТМ), входящих в состав хвостов обогащения лопаритовых руд, в результирующих растворах в зависимости от длительности эксперимента и вида выщелачивающего агента представлено на рис. 6. Как видно, при взаимодействии частиц хвостов с дистиллированной водой уже в первые сутки наблюдалось превышение ПДКрхбз по меди (1 мкг/л) в 7 раз и незначительное превышение по марганцу (10 мкг/л) (см. рис. 6а). В течение эксперимента концентрация никеля и стронция практически не изменялась, цинка – незначительно росла.

Рис. 6.

Концентрации ТМ в результирующих растворах при взаимодействии с водой (а) и серной кислотой (б).

При взаимодействии хвостов обогащения лопаритовых руд с раствором серной кислоты переход ТМ в раствор резко возрастает (см. рис. 6б). При этом их концентрации более чем на порядок превышают аналогичные показатели в опыте с дистиллированной водой в первые двадцать суток эксперимента. После 60 сут превышение ПДКрхбз становится гораздо значительнее: троекратное – по никелю, пятикратное – по меди и стронцию, цинк превышает предельно допустимую концентрацию в 17 раз, марганец – в 448 раз.

Изменение концентраций редкоземельных элементов (РЗЭ), входящих в состав хвостов обогащения лопаритовых руд, в растворах выщелачивания после взаимодействия хвостов с водой и разбавленной серной кислотой в зависимости от длительности эксперимента представлено на рис. 7. Отметим, что ПДКрбхз, а также предельно, и ориентировочно допустимые концентрации РЗЭ в почвах не установлены.

Рис. 7.

Концентрации РЗЭ в результирующих растворах при взаимодействии с водой (а) и серной кислотой (б).

Попадая в почву, РЗЭ из-за различной стабильности связи с гуминовыми веществами, могут как адсорбироваться, так и десорбироваться под влиянием растворенного органического вещества [19, 27]. В целом поведение РЗЭ в почвах схоже с поведением ТМ, однако их фитотоксичность еще недостаточно изучена [25, 26]. Известно, что концентрации РЗЭ легкой группы в корнях сосудистых растений обычно выше, чем в остальных органах растения, в том числе и в побегах [20, 2224, 26]. Тем не менее, их накопление в листьях и стеблях как основных органах фотосинтеза может приводить к негативным последствиям для развития растений [26].

Как видно, переход РЗЭ в раствор интенсифицируется при смене выщелачивающего агента с дистиллированной воды на раствор серной кислоты (см. рис. 7б). В частности, концентрация лантана и церия в результирующих растворах по окончании эксперимента превышает аналогичные показатели в контроле (увлажнение дистиллированной водой) в 45 и 60 раз соответственно.

Таким образом, взаимодействие хвостов обогащения лопаритовых руд со слабым раствором серной кислоты приводит к интенсификации перехода металлов, в частности ТМ и РЗЭ, в растворимую, а значит наиболее биодоступную форму.

ВЫВОДЫ

В лабораторных условиях проведено исследование мобилизации экологически опасных элементов из хвостов обогащения лопаритовых руд текущего производства под действием атмосферных осадков.

Результаты анализа фильтратов показали многократное увеличение скорости химического выветривания в условиях, моделирующих воздействие кислотных дождей. Интенсивность разрушения силикатной матрицы основных минералов хвостов обогащения и перехода экологически опасных элементов в растворимые формы в слабокислой среде резко возрастает.

Концентрации ТМ в результирующих растворах через 60 сут эксперимента при увлажнении материала хвостов разбавленным раствором серной кислоты многократно превысили предельно допустимые для водных объектов рыбохозяйственного значения. В частности, ПДКрбхз превышены по никелю – в 3 раза, по меди и стронцию – в 5 раз, по цинку – в 17 раз, по марганцу – в 448 раз.

Отмечен интенсивный переход в раствор РЗЭ легкой группы. В частности, концентрация лантана и церия в результирующих растворах по окончании эксперимента превышает аналогичные показатели в контроле (увлажнение дистиллированной водой) в 45 и 60 раз соответственно. В целом, поведение РЗЭ при выщелачивании схоже с поведением ТМ. Однако в отличие от ТМ, фитотоксичность РЗЭ еще недостаточно изучена.

Возможность и интенсивность выпадения кислотных дождей необходимо учитывать при геоэкологической оценке риска негативного влияния хвостов обогащения лопаритовых руд на окружающую среду.

БЛАГОДАРНОСТИ

Авторы выражают благодарность А.В. Тимохину и А.А. Горячеву за отбор проб хвостов текущего производства, коллективу аналитиков Центра коллективного пользования ИППЭС КНЦ РАН.

Работа выполнена в рамках темы НИР 0226-2019-0011, и частично поддержана из средств гранта РФФИ №19-05-50065 Микромир.

Список литературы

  1. Горячев А.А., Красавцева Е.А., Лащук В.В., Икконен П.В., Смирнов А.А., Максимова В.В., Макаров Д.В. Оценка экологической опасности и возможности переработки хвостов обогащения лопаритовых руд // Экология и промышленность России. 2020. Т. 24. № 12. С. 46–51.

  2. Горячев А.А., Лащук В.В., Красавцева Е.А., Алфертьев Н.Л., Макаров Д.В. Геоэкологическая оценка современного состояния разновозрастных хвостохранилищ рудника Карнасурт // Тр. Ферсмановской научной сессии ГИ КНЦ РАН. 2020. № 17. С. 128–132.

  3. Доклад о состоянии и об охране окружающей среды Мурманской области в 2018 г. [Электронный ресурс] / Министерство природных ресурсов и экологии Мурманской области, 2019. https://gov-murman.ru/region/environmentstate/

  4. Кислотные выпадения. Долговременные тенденции / Под ред. Ф. Я. Ровинского. Л.: Гидрометеоиздат, 1990. 440 с.

  5. Крючков В.В., Макарова Т.Д. Аэротехногенное воздействие на экосистемы Кольского Севера. Апатиты: Изд. Кольского научного центра АН СССР, 1989. 96 с.

  6. Луговская А.С., Нестеров Д.П., Васильева Т.Н., Макаров Д.В., Макаров В.Н. Минералообразование при взаимодействии горнопромышленных отходов с кислотными дождями и кислыми поровыми растворами // Минералогия техногенеза. 2003. Т. 4. С. 85–98.

  7. Максимова В.В., Красавцева Е.А., Макаров Д.В., Маслобоев В.А. Моделирование химического выветривания хвостов обогащения апатитонефелиновых руд под действием атмосферных осадков // Минералогия техногенеза. 2013. № 14. С. 203–209.

  8. Маркович Т.И. Особенности гипергенного преобразования минералов в сульфидных отвалах // Минералогия техногенеза. 2011. Т. 2. С. 62–76.

  9. Маслобоев В.А., Селезнев С.Г., Макаров Д.В., Светлов А.В. Оценка экологической опасности хранения отходов добычи и переработки медно-никелевых руд // Физико-технические проблемы разработки полезных ископаемых. 2014. № 3. С. 138–153.

  10. Месяц С.П., Остапенко С.П. Методический подход к оценке интенсивности химического выветривания минерального сырья техногенных месторождений // Вестник Мурманского государственного технического университета. 2013. Т. 16. № 3. С. 566–572.

  11. Раткин Н.Е., Шаблова А.В. Количественная оценка аэротехногенного загрязнения территории Мурманской области (часть 1) // Теоретическая и прикладная экология. 2008. № 1. С. 38–44.

  12. Раткин Н.Е., Шаблова А.В. Количественная оценка аэротехногенного загрязнения территории Мурманской области (часть 2) // Теоретическая и прикладная экология. 2008. № 3. С. 27–34.

  13. Савенко А.В., Савенко В.С. Влияние природных органических кислот на мобилизацию макро- и микроэлементов из горных пород // Доклады Академии наук. 2019. Т. 485. № 3. С. 351–355.

  14. Савенко А.В., Савенко В.С. Кислотная мобилизация алюминия из минералов и горных пород // Вестник Московского университета. Серия 4: Геология. 2018. № 5. С. 79–83.

  15. Савенко А.В., Савенко В.С., Дубинин А.В. Мобилизация макро- и микроэлементов из горных пород при их взаимодействии с водой // Геологическая эволюция взаимодействия воды с горными породами. Матер. III Всерос. научн. конф. с международным участием. Улан-Удэ: Бурятский научный центр Сибирского отделения РАН, 2018. С. 165–169.

  16. Смоляков Б.С., Павлюк Л.А., Немировский А.М. Кислотность и ионный состав атмосферных осадков и аэрозолей в Новосибирской области // Оптика атмосферы и океана. 1996. Т. 9. № 6. С. 773–779.

  17. Соколова Т.А. Минералогия и микроморфология почв процессы разрушения кварца, аморфных минералов кремнезема и полевых шпатов в модельных опытах и в почвах: возможные механизмы, скорость, диагностика (анализ литературы) // Почвоведение. 2013. № 1. С. 98–112.

  18. Чантурия В.А., Макаров В.Н., Макаров Д.В. Изменение нерудных минералов горнопромышленных отходов в процессе хранения под воздействием минеральных кислот // Инженерная экология. 2000. № 1. С. 31–40.

  19. Beckwith R., Butler J. Aspect of the chemistry of soil organic matter. Soils, an Australian viewpoint. Melbourne: CSIRO; London: Acad. press, 1983. 928 p.

  20. Carpenter D., Boutin C., Allison J.E., Parsons J.L., Ellis D.M. Uptake and Effects of Six Rare Earth Elements (REEs) on Selected Native and Crop Species Growing in Contaminated Soils // PloS one. 2015. № 10 (6): e0129936.

  21. Dehaye J., Badillo M., Zikovsky L. A laboratory study of the effects of acid rain on industrial waste and its impact on the physicochemical properties of groundwater // Radioanal. Nucl. Chem. 1988. V. 127. № 3. P. 209–217.

  22. Grosjean N., Le Jean M., Berthelot C. et al. Accumulation and fractionation of rare earth elements are conserved traits in the Phytolacca genus // Sci Rep. 2019. № 9. 18458.

  23. Mikołajczak P., Borowiak K., Niedzielski P. Phytoextraction of rare earth elements in herbaceous plant species growing close to roads // Environmental Science and Pollution Research. 2017. № 24 (16). P. 14091–14103.

  24. Nazreen M., Amalina A., Omar M. Bioaccumulation of Rare Earth Element by Water Lettuce (Pistia stratiotes) // Oriental Journal of Chemistry. 2017. № 33. P. 1097–1102.

  25. Ramos S., Dinali G., Oliveira C., Martins G., et al. Rare Earth Elements in the Soil Environment // Current Pollution Reports. 2016. № 2 (1). P. 28–50.

  26. Thomas P., Carpenter D., Boutin C., Allison J. Rare earth elements (REEs): Effects on germination and growth of selected crop and native plant species // Chemosphere. 2013. № 96. P. 57–66.

  27. Wang X., Dong W., Dai X., Wang A., Du J., Tao Z. Sorption and desorption of Eu and Yb on alumina: mechanisms and effect of fulvic acid // Appl. Radiat. Isot. 2000. №. 52. P. 165–73. https://doi.org/10.1016/s0969-8043(99)

Дополнительные материалы отсутствуют.