close

Вход

Забыли?

вход по аккаунту

?

uploaded 0FC98F9173

код для вставкиСкачать
УДК 631.48.2
На правах рукописи
КЛОВСКАЯ ЮЛИЯ МИХАЙЛОВНА
КОРНЕВОЕ ПОСТУПЛЕНИЕ 137Сs В РАСТЕНИЯ ИЗ
АГРЕГИРОВАННЫХ ПОЧВ НА НАЧАЛЬНЫХ ЭТАПАХ ЗАГРЯЗНЕНИЯ
РАДИОНУКЛИДОМ И С ТЕЧЕНИЕМ ВРЕМЕНИ
Специальность: 06.01.04 – Агрохимия
АВТОРЕФЕРАТ
диссертации на соискание ученой степени
кандидата биологических наук
Москва - 2015
Работа выполнена на кафедре агрономической, биологической химии, радиологии и
безопасности жизнедеятельности ФГБОУ ВО «Российский государственный аграрный
университет – МСХА имени К.А. Тимирязева»
Научный руководитель:
Торшин Сергей Порфирьевич,
доктор биологических наук, профессор, заведующий
кафедрой агрономической, биологической химии,
радиологии и безопасности жизнедеятельности ФГБОУ
ВО «Российский государственный аграрный
университет - МСХА имени К.А. Тимирязева»
Официальные оппоненты: Удалова Алла Александровна,
доктор биологических наук, заведующий кафедрой
экологии ИАТЭ Национальный исследовательский
ядерный университет «МИФИ»
Фрид Александр Соломонович,
доктор сельскохозяйственных наук, главный научный
сотрудник отдела биологии и биохимии почв ФГБНУ
«Почвенный институт имени В.В. Докучаева»
Ведущая организация:
ФГБНУ «Всероссийский научно-исследовательский
институт агрохимии имени Д.Н. Прянишникова»
Защита диссертации состоится «21» декабря 2015 г. в 1300 часов на заседании
диссертационного совета Д 220.043.02 на базе ФГБОУ ВО «Российский государственный
аграрный университет – МСХА имени К.А. Тимирязева» по адресу: 127550, г. Москва,
ул. Прянишникова, д.19, тел/факс: 8(499) 976-21-84, e-mail: dissovet@timacad.ru.
С диссертацией можно ознакомиться в Центральной научной библиотеке имени
Н.И. Железнова ФГБОУ ВО РГАУ – МСХА имени К.А. Тимирязева и на сайте университета:
http://www.timacad.ru.
Автореферат разослан «____» октября 2015 г.
Учёный секретарь диссертационного совета,
кандидат сельскохозяйственных наук,
доцент
____________ С.Л.Игнатьева
2
ОБЩАЯ ХАРАКТРИСТИКА РАБОТЫ
Актуальность темы исследования. Загрязнение окружающей среды
радионуклидами – одна из основных экологических проблем современности
(Израэль, Снакин, 2014; Алексахин и др., 2015). Накапливаясь в почве,
радиоизотопы поглощаются растениями и затем по трофическим цепям
поступают в живые организмы. Для того чтобы снизить количество
поступления токсикантов на всех уровнях пищевых связей, необходимо
детальное изучение механизмов поведения загрязняющих веществ. Начальным
звеном миграции радионуклидов на пути к организму животных и человека
является почва, в ней же происходит и первичное закрепление поллютантов
(Анненков, Юдинцева, 1991; Алексахин, Корнеева, 1992; Израэль, 2006;
Путятин, 2008; Фокин и др., 2011). Из радионуклидов осколочного
происхождения наиболее опасными являются 137Сs и 90Sr. Эти изотопы в
окружающей среде появились, главным образом, в результате ядерных
испытаний проводимых с конца 40-х годов прошлого века и аварий на объектах
ядерного топливного цикла (Прохоров, 1981; Алексахин, Корнеева, 1992;
Лурье, 2007; Фокин и др., 2011). Существенной по масштабу радионуклидного
загрязнения стала авария на Чернобыльской атомной электростанции 1986 г.
Значительные территории трех стран бывшего СССР (Украина, Россия,
Белоруссия) и некоторые Европейские страны подверглись загрязнению 137Сs и
90
Sr. Последствия аварии изучаются до сих пор (Архипов, 1995; Крупные
радиационные…, 2001; Алексахин, 2006; Власова, 2014; Лурье, Кубасова,
2015). После анализа причин случившихся радиационных аварий, а также
недавних событий на японской АЭС Фукусима-1 (март 2011 г.) установлено,
что исключить подобных аварий в будущем невозможно (Алексахин и др.,
2015; Assessment on the…, 2014; Evangeliou et al., 2015).
Степень разработанности темы. В многочисленных исследованиях,
проводимых отечественными и зарубежными учеными (Клечковский и др.,
1956, 1958; Гулякин, Юдинцева, 1959, 1962; Алексахин, 1963; Титлянова, 1963;
Ильина, Рыдкий, 1965; Юдинцева, Гулякин, 1968; Поляков, 1968, 1970;
Ширшова, 1973; Павлоцкая, 1974; Моисеев и др., 1975, 1976; Горина, 1976;
Прохоров, 1981; Моисеев и др., 1981, 1982, 1983; Рерих, 1982; Фрид,
Граковский, 1988; Бакунов, 1989; Лощилов и др., 1991; Санжарова и др., 1994,
1997; Соколик и др., 1997; Белоус, 2000; Фокин, 1999; Фрид, 1999; Фокин и др.,
2002, 2003; Санжарова и др., 2004; Сысоева, 2004; Архипов, 2005; Путятин,
2008; Белова, 2009; Айкэбайэр, 2009; Шамшурина, 2009; Романцова, 2012;
Умер, 2013; Фокин, Торшин, 2013; Щеглов и др., 2013; Фокин и др., 2014;
Алексахин и др., 2014, 2015; Кловская, 2015; Лурье, Кубасова, 2015; Menzel,
1954; Nishita et al., 1956; Rediske et al., 1955; Romney et al., 1957; Cline, Hungarte,
3
1960; Cline,1961; Handley, Overstreet, 1961; Nishita et al.1962; Jacobs, 1962; Bolt
et al., 1963; Evans, Dekker, 1969; Brouwer et al., 1983; Cremers et al., 1988;
Comans et al., 1991; Frissel, 1992; Cornell, 1993; Absalom et al., 1995; Wauters et
al., 1996; Hilton, Comans, 2001; Bunzl, 2002; Dahm at al., 2002; Igwe at al., 2005;
Rannou et al., 2011; Evrard et al., 2012; Kanai, 2012; Bossew, 2013; Evangeliou et
al., 2014, 2015; Aliyu et al., 2015) с начала 50-х годов 20 века, выявлены общие
закономерности поведения искусственных радионуклидов в природных
условиях и агроландшафтах, описаны принципиальные механизмы первичной
сорбции радиоизотопов, а также дальнейшее их перераспределение и
количественные параметры взаимодействия в системе «почва-растение».
Однако относительно небольшое внимание уделено перераспределению
токсикантов в почве на агрегатном уровне. В частности, недостаточно
освещены некоторые вопросы, касающиеся механизмов первичного
закрепления, перераспределения 137Сs в почве и дальнейшего корневого
поступления изотопа в растения с поверхности почвенных агрегатов и из
внутрипедной массы (Фокин и др., 2014).
В условиях аэрального загрязнения, поступивший на поверхность
агрегированных почв, 137Cs взаимодействует с поверхностью почвенных
агрегатов, создавая высокие градиенты концентраций, а это, в свою очередь,
влияет на размеры поступления радионуклида в растения. Однако со временем
происходит снижение концентраций радионуклида на поверхности почвенных
агрегатов, во-первых, за счет прочной сорбции минеральной частью почвы, вовторых, за счет специальных агротехнических мероприятий, но действие
второго фактора возможно только в условиях пахотных земель, а снижение
градиентов концентраций отмечено и для территорий с ненарушенным
почвенным покровом. В работах (Фокин, Торшин, 2013; Фокин и др., 2014) в
качестве основного фактора такого снижения выделяется переагрегирование
почвы.
Во многом исследования данного вопроса осложнены проблемами
методического характера. Как правило, аэральное загрязнение почвы
происходит при аварийных ситуациях на объектах ядерного топливного цикла.
Поэтому точно зафиксировать время и место выпадений, а также учесть все
возможные факторы, влияющие на первичное распределение изотопа
невозможно. В этой связи становятся значимыми эксперименты в
лабораторных условиях с использованием 137Cs.
Цель и задачи исследования. Изучить корневое поступление 137Cs в
разные виды растений из агрегированных почв на начальных этапах
загрязнения радионуклидом и с течением времени.
Для достижения поставленной цели решались следующие задачи:
4
1) Апробировать методику получения почвенных агрегатов дерновоподзолистой тяжелосуглинистой почвы с различным характером
локализации 137Cs: а) только на поверхности агрегата; б) с
равномерным распределением по объему агрегата;
2) В лабораторных опытах изучить особенности корневого поглощения
137
Cs проростками гороха и ячменя с поверхности и изнутри меченых
агрегатов;
3) Выявить процессы переарегирования почвы и установить их влияние
на снижение поступления 137Cs в опытные культуры;
4) Дать современную оценку корневому поступлению радионуклида в
растения природных и сельскохозяйственных ландшафтов на
территориях с низким и средним уровнем загрязнения 137Cs
чернобыльского происхождения.
Научная новизна. Впервые апробирована модификация метода
радиоизотопных индикаторов, позволившая раздельно оценить поступление
137
Cs в растения ячменя и гороха с поверхности и из внутриагрегатного
пространства разных по размеру почвенных агрегатов дерново-подзолистой
тяжелосуглинистой почвы.
В серии лабораторных опытов впервые показано, что интенсивность
корневого поглощения радиоцезия, локализованного на поверхности
почвенных агрегатов, превосходит размеры поступления радиоизотопа в
растения из внутрипедной массы.
Впервые проведена количественная оценка перераспределения 137Cs на
агрегатном уровне почв, загрязненных радионуклидом в результате аварии на
Чернобыльской АЭС спустя 28 лет.
Практическая и теоретическая значимость работы. Результаты
исследований могут быть полезными для корректировки коэффициентов
накопления и коэффициентов перехода 137Cs из дерново-подзолистой почвы в
растения, используемых при прогнозной оценке поступления радиоизотопа в
сельскохозяйственную
продукцию
на
загрязненных
радионуклидом
территориях, а также дополнения и/или изменения имеющихся рекомендаций
по ведению сельскохозяйственного производства в условиях радионуклидного
загрязнения.
Полученная количественная характеристика современного состояния
загрязнения почв 137Cs в ряде областей Российской Федерации в
постчернобыльский период может быть использована для радиоэкологического
мониторинга и дополнения баз данных радиоактивно загрязнённых земель,
прогнозной оценки поступления опасного поллютанта 137Cs в продукцию
5
растениеводства и далее по трофическим цепям – в организм животных и
человека.
Методология
и
методы
диссертационного
исследования.
Исследования по теме проводились с использованием различных методов
изучения биологических объектов, основным из которых являлся гаммаспектрометрический метод определения удельной активности радиоактивных
веществ. Результаты опытов обрабатывались с помощью статистических
методов, рекомендованных для естественных наук. В диссертационной работе
опробована модифицированная методика изотопно-индикаторного метода.
Положения, выносимые на защиту:
137
При аэральном загрязнении агрегированных почв
Cs, его
концентрирование происходит, преимущественно, на поверхности почвенных
агрегатов, в результате чего, формируются высокие градиенты концентраций,
что сказывается на увеличении корневого поступления токсиканта в растения.
Корневое поглощение 137Cs растениями ячменя и гороха, в условиях
«свежего» загрязнения, происходит интенсивнее с поверхности почвенных
агрегатов дерново-подзолистой почвы, чем из внутрипедной массы.
Высокие градиенты концентраций радионуклида на макроагрегатном
уровне почвы с течением времени снижаются под действием ряда факторов,
основными из которых, наряду с сорбционным закреплением изотопа, являются
деструкция и новообразование почвенных агрегатов.
На агрегатном уровне почв ненарушенного сложения регионов России со
средним уровнем загрязнения 137Cs чернобыльского происхождения (5-15
Ки/км2), спустя 28 лет после аварии, первичные градиенты концентраций почти
полностью исчезают.
Современные уровни накопления 137Cs чернобыльского происхождения
травянистыми фитоценозами территорий с низким и среднем уровнем
загрязнения почв радионуклидом не превышают допустимых нормативных
уровней.
Степень достоверности и апробация результатов. Степень
достоверности результатов проведенных исследований подтверждается
детальной проработкой литературных источников отечественных и зарубежных
авторов по теме диссертации, обоснованным выбором необходимого
количества повторностей при планировании экспериментов, применением
современных инструментальных методов анализа, публикацией основных
положений диссертации. Для математической обработки результатов
исследований использованы прикладные компьютерные программы.
Материалы исследований по теме диссертации докладывались и обсуждались
на заседаниях кафедры агрономической, биологической химии, радиологии и
6
безопасности жизнедеятельности факультета почвоведения, агрохимии и
экологии РГАУ-МСХА им. К.А.Тимирязева (2012, 2013, 2014, 2015);
представлялись на Международных научных конференциях: XVI Молодежные
докучаевские чтения (3-5 марта 2013 г.), XVII Молодежные докучаевские
чтения (4-6 марта 2014 г.), Конференция молодых ученых РГАУ-МСХА (4-5
июня 2013 г., 3-4 июня 2014 г.).
Публикации. По результатам исследования опубликовано 14 научных
работ, в том числе 4 работы в журналах, рекомендуемых ВАК.
Структура и объем диссертации. Диссертация изложена на 109
страницах, иллюстрирована 18 рисунками, содержит 30 таблиц. Работа состоит
из введения, трех глав, выводов и списка использованной литературы,
содержащего 159 источников, из них 43 – на иностранном языке.
СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ
Во введении обоснована актуальность выбранной темы исследования;
оценена степень ее разработанности к настоящему времени; сформулированы
цель и задачи изысканий; показана научная новизна диссертационной работы;
отмечена теоретическая и практическая значимость полученных результатов;
изложены основные методы и методология исследований; представлены
положения, выносимые на защиту; отражены степень достоверности и
апробация результатов; приведены сведения о структуре и объеме
диссертационной работы.
В главе I «Литературный обзор» представлен анализ отечественной и
зарубежной литературы по теме диссертационной работы. Обобщены сведения
об опасном техногенном радионуклиде 137Cs, источниках и путях его
поступления в наземные экосистемы, механизмах сорбции и фиксации
радиоизотопа в почве. Рассмотрена роль агрегированности почв в процессах
первичного взаимодействия с 137Cs, а также описаны механизмы корневого
поступления изотопа в растения и его накопление растениями разных видов.
Отмечены современные способы и приемы снижения поступления
радионуклида в сельскохозяйственные растения.
В главе II «Объекты и методы исследований» приведены сведения об
объектах и методах исследований в лабораторных и натурных условиях.
Лабораторные опыты. В качестве объекта исследований радионуклид
техногенного происхождения 137Cs был выбран по причине чрезвычайно
высокой опасности для живых организмов. Одновременно с этим, изотоп
обладает хорошо детектируемым γ-излучением, имеет подходящий для
длительных наблюдений период полураспада (Т½ = 30,1 года), а также прочно
сорбируется глинистыми минералами почвы, поэтому 137Cs можно
7
использовать в качестве метки для наблюдений за перемещением почвенных
масс, в том числе и на агрегатном уровне (процессы переагрегирования почвы).
Для опытов была использована дерново-подзолистая тяжелосуглинистая
почва, характеризующаяся среднекислой реакцией (рНKCl 4,7), очень низким
содержанием гумуса (1,3 %), невысокой емкостью катионного обмена
(15,7 мг-экв/100 г почвы) и низким содержанием подвижных форм калия (К2O
44 мг/кг почвы) и фосфора (Р2О5 42 мг/кг почвы).
В качестве опытных культур были выбраны представители Семейства
Злаковые (Gramíneae) – ячмень яровой (Hordeum vulgare L.) сорта Маргрет и
Семейства Бобовые (Fabaceae) – горох посевной (Pisum sativum L.) сорта
Альфа. При выборе растений учитывалась возможность их произрастания на
экспериментальных почвах и различная способность к накоплению 137Cs.
В работе впервые апробирована модификация изотопно-индикаторного
метода с получением тотально (ТОТ) и поверхностно (ПОВ) меченых 137Сs
почвенных агрегатов дерново-подзолистой тяжелосуглинистой почвы размером
3-5 и 5-7 мм (рисунок 1).
а)
б)
Рисунок 1 – Распределение 137Cs в почвенных агрегатах в зависимости от характера
локализации метки: а) поверхностно; б) тотально
Предварительная подготовка почвы к эксперименту включала доведение
ее до воздушно-сухого состояния, тщательный отбор корней и различных
включений. Из общей массы почвы 2,5 кг было просеяно через набор сит
диаметром 10, 7, 5, 3, 1 мм (метод сухого рассева по Н. И. Саввинову) с целью
установления исходного процентного соотношения макроагрегатов в почве.
Затем было взято по 2,5 кг воздушно-сухой почвы для создания ТОТ и ПОВ
меченых агрегатов. Оба образца были увлажнены дистиллированной водой до
получения легко перемешивающейся почвенной массы (около 50 % влаги к
массе почвы) и тщательно перемешивались. После чего в суспензию, где
готовились ТОТ меченые агрегаты, вводилась метка общей активностью 37,5
КБк (из расчета 3кБк на массу агрегатов меченой фракции в каждом сосуде) в
виде раствора хлорида цезия и суспензия вновь тщательно перемешивалась.
Равномерность распределения метки контролировалась путем измерения
8
активности одинаковых проб суспензии, отобранных из различных частей
объема почвенной массы. После тщательного перемешивания полученные
массы были помещены в кюветы c плоским дном и распределялись, по
возможности, слоем толщиной около 15 мм. Почва доводилась до воздушносухого состояния. Растрескавшаяся масса почвы разминалась руками (в
резиновых перчатках), затем вся масса рассеивалась на ситах. Таким образом,
собиралось необходимое количество ТОТ (уже готовых) и ПОВ-меченных
(пока без изотопа 137Сs) агрегатов необходимой фракции.
В варианте с ПОВ агрегатами вышеописанная процедура была проведена
для того, чтобы были сохранены одинаковые условия приготовления агрегатов.
Для получения ПОВ агрегатов немеченые агрегаты размером 5-7 мм и 3-5 мм
обрабатывались из пульверизатора с раствором 137Cs той же активности и
высушивались.
Для проведения опытов с растениями подготавливали образцы почвенной
массы – имитацию верхнего агрегированного 10-см слоя дерново-подзолистой
тяжелосуглинистой почвы, в которой сохранялось исходное процентное
соотношение фракций, но вместо фракций 3-5 или 5-7 мм включались
подготовленные ПОВ или ТОТ (в зависимости от варианта) меченые агрегаты.
В каждый сосуд типа Tetra-Pak аккуратно помещали порции различных
фракций (в соответствии с их процентным соотношением) общей массой 200 г,
на которой выращивались растения ячменя или гороха. Растения высевали в
заранее увлажненную почву по пять штук на сосуд, на протяжении вегетации
поддерживалась постоянная влажность почвы (60 % ПВ), что контролировалось
ежедневным взвешиванием сосудов. Полив проводили таким образом, чтобы
избежать загрязнения растений почвенными частицами в результате
разбрызгивания. Дальнейший рост и развитие ячменя и гороха протекал в
условиях световой комнаты (при постоянной температуре 20-23º С).
Все растения срезались через 20 дней после всходов и высушивались,
корни аккуратно отделялись от почвы и также высушивались, как,
соответственно, и сама почва и на ситах вновь рассеивалась сухим методом
Савинова на отдельные фракции. Затем в почвенных и растительных образцах
на спектрометре WIZARD 2480 PerkinElmer (США) определялась общая
удельная активность 137Cs, затем рассчитывалась удельная активность,
устанавливалось наличие эффектов концентрирования радионуклида по каждой
фракции и
рассчитывались коэффициенты накопления радиоизотопа в
растениях. Таким образом, решались следующие основные задачи
эксперимента, во-первых, выяснить при какой локализации изотопа в
почвенных агрегатах дерново-подзолистой тяжелосуглинистой почвы в
условиях «свежих» выпадений интенсивность поступления в растения будет
9
выше; во-вторых установить из агрегатов какого размера интенсивность
поступления в растения ячменя и гороха будет выше; в-третьих, оценить
картину распределения радиоизотопа на агрегатном уровне почвы, на которой
выращивались растения и почвы, в которую меченая фракция вносилась, но
растения на ней не выращивались.
В таблице 1 представлена схема эксперимента. Цифрами I, II и III
исследования
разбиты на опыты, каждый из которых проводился в
трехкратной повторности.
Во II и III опытах добавлялось выращивание растений ячменя или гороха.
Через месяц все эксперименты повторили на заранее подготовленной
почвенной массе (т.е. метка находилась в ПОВ-меченых и ТОТ-меченых
агрегатах 50 дней, а почва в сосудах поливалась с сосудами первой серии
опытов) по той же схеме, в тех же условиях в трехкратной повторности.
Основной задачей второй экспериментальной серии стало выявление характера
перераспределения 137Cs на агрегатном уровне с течением времени и
изменения, в связи с этим, показателей коэффициента накопления (КН) для
растений ячменя и гороха.
Таблица 1 – Схема эксперимента по изучению поступления 137Cs в растения ячменя и гороха
в зависимости от его локализации в почвенных агрегатах
Вариант
ПОВ
меченые
агрегаты
5-7 мм
1
2
3
4
+
1
2
3
4
+
1
2
3
4
+
Вносимая фракция
Растения
ТОТ
ПОВ
ТОТ Без растений Ячмень
меченые меченые меченые
агрегаты агрегаты агрегаты
5-7 мм
3-5 мм
3-5 мм
I опыт
+
+
+
+
+
+
+
II опыт
+
+
+
+
+
+
+
III опыт
+
+
+
Горох
+
+
+
+
Натурные исследования. Наряду с лабораторными опытами проводились
наблюдения за особенностями поступления 137Cs в луговые фитоценозы и
10
агроценозы спустя 23 и 28 лет после аварии на Чернобыльской АЭС в
Рязанской области Михайловском районе и Тульской области Плавском
районе. Почва исследуемой территорий Михайловского района Рязанской
области – лугово-черноземная тяжелосуглинистая. Почвы исследуемых
участков Плавского района – черноземы оподзоленные тяжелосуглинистые.
Территории Михайловского района присущ низкий уровень загрязнения
137
Cs 1-5 Ки/км2. В Плавском районе в первые годы после аварии на
Чернобыльской АЭС плотность загрязнения почв 137Cs составляла 5-15 Ки/км2
(средний уровень загрязнения). В настоящее время, в районе сохраняется
неблагоприятная радиационно-экологическая ситуация (Романцова, 2012).
Растительные образцы отбирались сопряженно с почвой, в зависимости
от места отбора, в состав представительного образца входили дикорастущие:
клевер полевой (Trifolium arvense L.), щавель конский (Rumex confertus L.), чина
луговая (Lathyrus prtensis L.), вейник наземный (Calamagrostis epigeos L.) и др.
или культурные растения представители Семейства Злаковые (Gramíneae).
В третьей главе обсуждаются результаты лабораторных опытов и
исследований поведения 137Cs в системе «почва-растения» в натурных
условиях.
Лабораторный опыт по изучению сравнения корневого поглощения 137Cs
проростками ячменя с поверхности и из внутренней части почвенных агрегатов
(ПА) во времени позволил установить, что, как минимум, в 2,5 раза больше
радионуклида опытная культура использует с поверхности агрегатов в первые
22 дня после поступления метки в почву. Об этом свидетельствуют
рассчитанные коэффициенты накопления (КН) 137Cs (рисунок 2). Причем на
поступление изотопа в растения не сильно оказывали влияние размеры меченой
фракции.
Через 72 дня нахождения метки в почве разница в поглощении из ПОВ и
ТОТ меченых агрегатов фракции 3-5 мм проростками ячменя увеличилась до
4,5 раз, а в агрегатах 5-7 мм снизилось до 1,8 раза.
Столь контрастная разница в поступлении радионуклида в растения
одного вида, выращиваемых в одинаковых условиях, безусловно, подтверждает
факт повышенного поступления радиоизотопа в опытную культуру с
поверхности ПА. В целом, как и ожидалось, практически весь 137Cs поглотился
почвой, в растения же перешло не более 0,5 % (рисунок 3). Неравномерное
распределение 137Cs по частям проростков (корни, надземная часть)
характеризуется повышенной удельной активностью в подземной фракции (до
82,4 %). Гомеостаз препятствует свободному перемещению чужеродных
веществ через клеточные мембраны, и, следовательно, затрудняет
передвижение
радионуклидов,
поскольку
неполная
идентичность
11
искусственного нуклида биогенному аналогу (цезий – калий) приводит к
определенной дискриминации при корневом поглощении изотопа.
0,60
72 дня
22 дня
КН
0,49
0,49
0,50
0,36
0,40
0,19
0,20
0,19
0,20
ПОВ 5-7мм
ТОТ 3-5 мм
ПОВ 3-5 мм
ТОТ 5-7мм
ПОВ 5-7 мм
ТОТ 3-5 мм
0,00
ПОВ 3-5 мм
0,10
0,11
0,08
ТОТ 5-7мм
0,30
Рисунок 2 – Коэффициенты накопления (КН) 137Cs проростками ячменя во времени в
зависимости от характера локализации метки в почвенных агрегатах
9,7 %
0,1 %
0,3 %
2,4 %
<1 мм
1-3 мм
13,3 %
12,7 %
3-5мм
5-7 мм
>7 мм
61,6 %
Надземная масса ячменя
Корни
Рисунок 3 – Распределение внесенной активности 137Cs с ПОВ-меченой фракцией 3-5 мм
между почвой и проростками ячменя
В аналогичных опытах с проростками гороха уже через 22 дня разница в
поглощении 137Cs опытной культурой из поверхностно меченых агрегатов
диаметром 3-5 мм, по сравнению с тотально мечеными того же размера,
достигала 4,5 раза и примерно столько же из ПОВ и ТОТ меченых агрегатов
диаметром 5-7 мм. По прошествии 72 дней разница в поглощении из агрегатов
3-5 мм с разной локализацией метки возросла до 7,5 раз. Отличия размеров
накопления 137Cs проростками ячменя и гороха связны с межвидовыми
биологическими особенностями этих культур, известен тот факт, что бобовые
растения накапливают в 3-6 раз больше радионуклида, чем злаковые (Гулякин,
Юдинцева, 1959, 1962; Ильина, Рыдкий, 1965; Горина, 1976; Маликов и др.,
12
1982; Кузнецов и др., 2000). Вместе с тем, также как и в вариантах с культурой
ячменя, отмечена повышенная удельная активность в подземной части
проростков гороха по отношению к надземной. Через 72 дня такое соотношение
менялось незначительно (от 0,6 до 3,2 %).
Для оценки первичных эффектов концентрирования и уровней
формирующихся градиентов концентрации радионуклида на поверхности ПА
была использована, предложенная А.Д. Фокиным (2003) относительная
величина, названная коэффициентом концентрирования (КК). Она представляет
собой отношение концентрации 137Cs или его удельной активности в любой
выделяемой компоненте почвы (поверхностный слой агрегата, фракция
агрегатов определенного размера, корневые остатки и пр.) к средневзвешенной
концентрации или удельной активности почвенного слоя или горизонта, из
которого выделена данная компонента. Эффект концентрирования по
отношению к средневзвешенному содержанию вещества наблюдается, когда
величина КК более 1.
В работах (Фокин и др., 2014; Кловская, 2015) установлено, что метод
сухого рассева почвенной массы с мечеными агрегатами на фракции разного
диаметра для
выявления первичных градиентов концентраций на
макроагрегатном уровне оказался наиболее простым и весьма показательным. С
использованием данного метода и наблюдалось снижение градиентов
концентраций 137Cs во времени. Наиболее ярко это демонстрируют опыты с
ПОВ-меченой фракцией разных диаметров.
В варианте с мечеными агрегатами 3-5 мм через 22 дня после внесения
метки от общей активности меченой фракции осталось 59 % (1772 Бк), а
остальные 41 % обнаружены в других фракциях (таблица 2). Локализованный
на поверхности агрегатов меченой фракции 137Cs создавал высокие градиенты
концентраций относительно средневзвешенной удельной активности
почвенной массы. Рассчитанный коэффициент концентрирования (Кк) для
фракции 3-5 мм через 22 дня составил 3,8. Однако через 72 дня этот показатель
оказался в 1,5 раза ниже. Такая же зависимость выявлена и для агрегатов
размером 5-7 мм, только показатель Кк через 72 дня снизился в 2,2 раза.
Факт распределения 137Cs по всем исследуемым фракциям
свидетельствует о протекании процессов переагрегирования почвенной массы,
при условии её увлажнения. Поскольку опыт проводился при постоянном
нормальном увлажнении можно предположить, что именно это привело к более
или менее равномерному распределению изотопа по фракциям. Вероятно, что
при избыточном увлажнении, либо в условиях имитации засухи картина
распределения радионуклида была бы иной. Это,
в какой-то мере,
подтверждает широко известный факт формирования различной по размеру
13
макроструктуры почвы при неодинаковом увлажнении (Виленский, 1945;
Качинский, 1965; Шеин, 2005).
Таблица 2 – Распределение 137Cs из поверхностно меченых агрегатов диаметром 3-5 мм по
фракциям дерново-подзолистой тяжелосуглинистой почвы
Ø, мм
Дни
<1
1-3
3-5
5-7
>7
Масса,
г
22
24,4±1,5
45,4±2,2
28,9±0,9
17,4±1,3
68,9±4,3
72
Активность,
Бк
Удельная
активность,
Бк/г
22
22
72
72
27,3±1,1 169±21
237±24
6,9±0,5 8,7±0,5
51,8±2,3 365±45
796±68
8,0±0,9 15,4±0,7
25,8±1,5 1772±185 1240±134 61,3±4,1 48,1±2,3
21,3±0,8 272±23
311±45 15,6±1,3 14,6±0,9
68,3±1,9 425±32 1074±96 6,2±0,7 15,7±1,0
Коэффициент
концентрирования
22
72
0,4
0,5
3,8
0,9
0,4
0,5
0,8
2,5
0,8
0,8
Из вышеупомянутого следует, что на начальных стадиях загрязнения
изменение структуры почвы, связанное, в первую очередь, с деструкцией и
новообразованием почвенных агрегатов, происходит и разрушение первичных
высоких градиентов концентраций, что, как показали опыты с культурами
ячменя и гороха, влияет на уменьшение поступления изотопа в растения.
В варианте с ТОТ-мечеными агрегатами 3-5 мм через 22 дня от внесенной
активности во фракции обнаружено 46,7 %, через 72 дня это значение уменьшилось до 34 %. Для варианта с диаметром меченой фракции 5-7 мм через 22 дня
отмечено наличие 44,1 % от первоначально внесенной активности, через 72 дня
– 24,7 %. Из полученных данных следует, что фракция 3-5 мм в условиях
эксперимента более устойчива к деструкции, что обусловлено физико-химическими характеристиками присущими типу опытной почвы.
Как отмечают (Прохоров, 1981; Соколик и др., 1997; Фокин и др., 2011;
Романцова, 2012), корневые системы растений вносят существенный вклад в
формирование структуры почвы и играют важную роль в перераспределении
137
Cs на её профильном уровне. В этой связи, вполне оправдано предположение
о значимости корневых систем растений в ускорение процессов деструкции и
новообразования ПА на макроагрегатном уровне. Чтобы в первом
приближении оценить этот вклад, необходимо сравнить картины распределения
изотопа из ТОТ-меченой фракции в опытной почве без растений и после
выращивания культур.
14
Из рисунка 4 следует, что меченая фракция 3-5 мм в почве, на которой
выращивались растения, через 22 дня потеряла, в среднем, в 1,5 - 2 раза больше
активности от первоначально внесенной, по сравнению с фракцией в почве, на
которой растения не выращивались.
Бк
1800
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
Без растений
Под ячменем
Под горохом
22 дня
72 дня
Рисунок 4 – Изменение общей активности (Бк) ТОТ-меченой фракции 3-5 мм
во времени в почве без растений и под опытными культурами во времени
Аналогичная тенденция прослеживалась и через 72 дня, причем
наибольшее снижение активности отмечено для вариантов с выращиванием
гороха. Очевидно, что эта разница не обусловлена различием в поглощении
изотопа культурами, поскольку доля поступившего в растения 137Cs слишком
мала
(в среднем в опытных культурах обнаружилось менее 1,5 % от
внесенной активности). Скорее всего, большую роль в таком распределении
137
Cs играет размер корневых систем и устойчивость агрегатов во времени.
Косвенным образом это подтвердили результаты исследований с меченой
фракцией 5-7 мм. Как было выяснено, агрегаты фракции 5-7 мм проявили
меньшую устойчивость к деструкции в опытах с почвой без растений.
Вероятно, этим можно объяснить практически равные потери удельной
активности из меченой фракции через 72 дня.
Таким образом, есть основания полагать, что растения в условиях
«свежего» аэрального загрязнения 137Cs, наряду с активным корневым
поглощением радионуклида, сконцентрированного на поверхности ПА,
параллельно, за счет механического действия корневых систем, усиливают
процессы переагрегирования почвенной массы, снижающие высокие градиенты
концентраций изотопа в почве на макроагрегатном уровне.
Ранее (Санжарова и др., 1997; Фокин, 1999; Филиппова, 1999;
Шамшурина, 2009; Романцова, 2012) установлен тот факт, что поступление
137
Cs в растения напрямую зависит от количества радионуклида находящегося в
15
почве в обменном состоянии. Если говорить об изотопе чернобыльского
происхождения, то результаты многочисленных исследований (Лощилов и др.,
1991; Суркова, Погодин, 1991; Фесенко, 1996, 1997; Фесенко и др., 1996;
Маркина, 1996; Санжарова и др., 1997; Крупные радиационные аварии…, 2001;
Санжарова и др., 2004) показали, что содержание обменных форм в почве
значительно снижалось в первые годы после аварии. Так, в 1986 г. содержание
подвижных форм изотопа, в зависимости от расстояния до места аварии,
характеристик радиоактивных выпадений и типа почв, составляло 5,4 – 55,0
%, а по прошествии 9 лет уменьшилось в 2,3-7,3 раза. В дальнейшем, для почв
разных типов отмечено постепенное снижение содержания 137Cs во времени,
что разные исследователи связывают с установлением равновесия между
фиксированной и обменной формой радионуклида (Фокин и др., 2011). Однако
неравномерное первичное поступление изотопа на земную поверхность,
вызванное пространственной неоднородностью компонентов биогеоценозов, до
сегодняшнего дня создает локальную пестроту плотности загрязнения 137Cs
даже в пределах небольших участков, что не может не влиять на его
поступление в растения. Последнее в большей степени относится к
территориям с ненарушенным почвенным покровом.
Величины удельной активности радионуклида в пахотных почвах
значительно ниже по сравнению с таковым на целинных землях. Данное
обстоятельство вызвано перемешиванием верхнего слоя почвы, где
преимущественно концентрируется токсикант, с постепенным его
распределением в объеме почвенной массы.
Спустя 23 и, затем 28 лет, после аварии на Чернобыльской АЭС автором
137
проводились
исследования
поступления
Cs
в
природные
и
сельскохозяйственные ландшафты Михайловского района Рязанской области
(2009 г.) и Плавского района Тульской области (2014 г.). Территории
Михайловского района присущ низкий уровень загрязнения 137Cs 1-5 Ки/км2. В
Плавском районе в настоящее время сохраняется неблагоприятная
радиационная ситуация (Романцова, 2012). Полученные результаты
подтвердили присутствие изотопа в компонентах ландшафтов и его
неравномерное распределение между ними.
Средние величины удельной активности 137Cs образцов луговочерноземной тяжелосуглинистой почвы исследуемой территории заливного
луга, на левом берегу Пронского водохранилища (Рязанская область
Михайловский район),
характеризуют относительно неоднородное
распределение изотопа в пределах одного биогеоценоза. На трех площадках
обнаружены разные величины удельной активности радиоизотопа (таблица 3).
16
Таблица 3 – Соотношение надземной и корневой масс луговых растений. Средняя удельная
активность и запасы 137Cs в лугово-черноземной тяжелосуглинистой почве (А1 5-15 см)
Название и
номер
площадки
Луг-1
Луг-2
Луг-3
Соотношение
надземной и
корневой масс,
%
22/78
35/65
37/63
Средняя удельная
активность 137Cs,
Бк/кг
фитомасса
почва
87±22
69±12
60±19
325±29
254±33
247±27
Запасы 137Cs в 10-см
слое почвы
кБк/м2
Ки/км2
37,4
28,4
27,7
1,0
0,8
0,7
Наибольшая удельная активность зафиксирована на участке «Луг-1» –
325 Бк/кг. На такое распределение, безусловно, оказало влияние
взаимодействие различных факторов, связанное как с первичным
неравномерным поступлением радиоцезия на поверхность, так и с почвенными
характеристиками отдельных участков исследуемой территории, а также
другими факторами вторичного перераспределения изотопа. Так, площадка
«Луг-1» располагалась в наибольшем удалении от Пронского водохранилища
на небольшой возвышенности, в связи с чем, по-видимому, сложились
несколько отличные условия увлажнения этого участка по сравнению с
другими, распложенными ближе к водоему.
По результатам анализа сопряженных растительных и почвенных проб
были рассчитаны коэффициенты накопления 137Cs (КН – отношение величин
удельной активности радионуклидов в сухой массе растений и почвы) из почв в
растения и коэффициенты перехода 137Cs (КП – отношение удельной
активности радиоцезия в растениях к плотности радиоактивного загрязнения
почвы) в отдельные виды луговых растений. Для оценки поступления
радионуклида в фитомассу выбирались представители наиболее часто
встречающихся видов. Всего было выбрано 8 видов 6 семейств. Со всех
площадок отбиралось по 5-10 растений каждого вида.
Как отмечает Лурье А.А (2007), высоким накоплением 137Cs отличаются
представители семейств гречишные, бобовые, астровые, норичниковые,
гвоздичные, поскольку по своим физиологическим потребностям, это растения,
в основном, предпочитающие кислые, избыточно-увлажненные почвы, а также
калиефилы и кальциефилы. Представители почти всех этих семейств были
исследованы в настоящей работе.
На участке «Луг-1» средние удельные активности 137Cs в растениях
варьируют от 17,6±2,1 Бк/кг (цикорий обыкновенный) до 120,4±12,3 Бк/кг
(клевер полевой). Столь широкий диапазон накопления связан, в первую
17
очередь, с видовыми различиями растений, а также, сложившимися почвенноклиматическими условиями. КН и КП также подтверждают различия в
поступлении радионуклида в растения, как на уровне видов, так и на уровне
семейств. На площадках «Луг-2» и «Луг-3» в растениях исследуемых видов
обнаружены более низкие (в среднем в 1,3 – 3,5 раза) удельные активности
137
Cs, однако, зависимость в накоплении с учетом межвидовых и
внутривидовых особенностей сохранилась. В целом, в порядке возрастания
величин удельной активности 137Cs, а также КН и КП
в фитомассе
исследованных растений, можно выстроить ряд: цикорий обыкновенный <
щавель конский < василисник водосборный < осот полевой < чина луговая <
коровяк обыкновенный < вейник наземный < клевер полевой. Однако, нужно
иметь в виду, что в других условиях порядок следования в данном ряду может
существенно изменяться.
Распределение величин удельной активности 137Cs в надземной части
растений и корнях исследованных растений отличается крайне высокой
неоднородностью, содержание радионуклида в подземных частях в несколько
раз превышает уровень его концентрации в надземной части, что подтверждают
рассчитанные КН. Эта тенденция прослеживается для растений на всех
исследуемых участках. На рисунке 5 отражено многократное превышение
содержания 137Cs в корневой массе растений, на примере площадки «Луг-1».
КН
0,45
0,4
0,3
0,24
0,2
0,12
0,1
0,19
0,14
0,09
0,03
0,09
0,06
0,04
Клевер
полевой
0,03
Коровяк
обыкновенн…
0,02
Вейник
наземный
Василисник
водосборный
Щавель
конский
0
0,15
Осот полевой
0,03
Цикорий
обыкновенн…
0,02
Чина луговая
0,12
надземная
масса
корни
Рисунок 5 – Коэффициенты накопления 137Cs надземной частью и корнями луговых
растений. Площадка «Луг-1»
18
Таким образом, можно судить о биологических особенностях накопления
Cs на уровне семейства и вида и это подтверждается в работах других
исследователей (Кабата-Пендиас, 1989; Ehlken, Kirchner, 2002; Staunton et al.,
2003).
Такое ярко выраженное распределение изотопа в растениях между
корнями и надземной частью, по-видимому, свидетельствует о непростых
физиологических механизмах транслокации радионуклида, а также наличии
корневых барьеров, препятствующих поступлению избыточного количества
137
Cs далее в растение. В свою очередь, наличие повышенного содержания
цезия в отмерших корнях растений может вносить существенный вклад в
содержание подвижных форм радионуклида в почве, поскольку значительно
затруднен переход 137Cs в минеральную часть почвы и его последующая
фиксация глинистыми минералами, доступные растениям соединения
радионуклида вновь поглощаются растениями (Фокин и др., 2003).
Для сравнения поступления радиоизотопа в растения природных и
сельскохозяйственных ландшафтов, недалеко от исследуемой территории
«Луг» были заложены 3 площадки под посевами ярового ячменя.
За счет периодического перемешивания верхнего слоя, величины
удельной активности 137Cs в пахотных почвах в 1,7 – 2,4 раза меньше, чем в
почвах с ненарушенным сложением. Накопление радионуклида фитомассой
также на порядок ниже по сравнению с фитомассой естественного травостоя.
Основная концентрация изотопа находится в корнях растений.
Исследования, проведенные на пашне показали, что почвы участка
характеризуются неоднородным распределением 137Cs. Однако запасы изотопа
в поверхностном 10-см слое 0,3-0,6 Ки/км2 не превышают допустимую норму 1
Ки/км2. Накопление радионуклида в растительной продукции очень низкое и
полностью
соответствуют
показателям
допустимого
накопления,
установленных
СанПиН
2.3.2.1078-01
«Гигиенические
требования
безопасности и пищевой ценности пищевых продуктов». Это же относится и к
естественным травам на площадках «Луг» 1-3, которые используются в
качестве корма для сельскохозяйственных животных.
Как показали исследования (Фокин, Торшин 2013; Фокин и др., 2014)
весьма «чувствительным» при обнаружении первичных градиентов
концентрации в условиях имитации «свежего» загрязнения радиоцезием
оказался
метод определения радионуклида в пробах, приготовленных из
рассеянных агрегатов разного размера, поэтому он был применен и для проб
почв, загрязненных в результате аварии на Чернобыльской АЭС. В этих
работах косвенная оценка наличия градиентов концентрации 137Cs в образцах,
отобранных через 14 лет после аварии на Чернобыльской АЭС была выявлена
137
19
слабо выраженная тенденция повышения концентрации 137Cs в агрегатах
менее 1 мм. Однако, как предполагают Фокин А.Д и др. (2014) повышение
концентрации могло произойти и из-за «механического» загрязнения этой
фракции илистыми частицами, которое возникло в процессе сухого
рассеивания, поскольку илистая фракция активнее других сорбирует цезий.
Данные обстоятельства вызвали интерес идентификации первичных градиентов
концентраций 137Cs в почве спустя 23 года со времени поступления изотопа в
почву.
Для сравнения изучались участки с ненарушенным почвенным покровом
и старопахатные территории (почвы участков «Луг 1-3» и «Пахотный 1-3»).
Анализ удельной активности 137Cs , после сухого рассева почвы площадок
исследования «Луг 1-3» на фракции агрегатов разных размеров, показал, что
для всех участков свойственно равномерное увеличение данной величины от
фракции >7 мм ( 205-241 Бк/кг) к <1 мм (298-437 Бк/кг), т.е. прослеживается
слабовыраженная тенденция равномерного увеличения удельной активности с
уменьшением размера фракции ПА. Это объясняется тем, что самые мелкие
частицы почвы за счет увеличения
удельной поверхности способны
сорбировать большее количество радионуклида, а со временем, когда
первичные градиенты концентраций изотопа на поверхности ПА разрушаются,
большая часть сорбированного изотопа идентифицируется во фракции <1 мм.
Данный факт подтверждает, что в почве сохранились первичные градиенты
концентраций 137Cs на агрегатном уровне. На рисунке 6 представлено
распределение радиоизотопа по фракциям разного размера в точке «Луг-1».
а, Бк/кг500
400
300
200
100
0
<1
1-2
2-3
3-5
5-7
>7
Размер фракций почвенных агрегатов, мм
Рисунок 6 – Распределение средней удельной активности (а) 137Cs по фракциям разного
размера чернозема оподзоленного в слое 5-15 см. Рязанская область, «Луг-1»
20
Как и ожидалось, иная картина перераспределения 137Cs на агрегатном
уровне получена для старопахотных почв на площадках «Пахотный участок».
Тенденции к постепенному увеличению радиоизотопа, как это наблюдалось в
почвах естественного сложения, от агрегатов больших размеров к меньшим, не
выявлено. 137Cs практически равномерно распределился по всем изучаемым
фракциям. В целом, можно констатировать, что в пахотных почвах удельная
активность 137Cs, как минимум в 1,5 – 2 раза ниже, чем в почвах с
ненарушенным сложением.
Аналогичные исследования по обнаружению эффектов концентрирования
137
Cs на агрегатном уровне, а также изучению накопления радионуклида
фитомассой растений разных растительных сообществ были проведены, спустя
28 лет после аварии на Чернобыльской АЭС, в Плавском районе Тульской
области.
Для точек Луг-1 и Луг-2 отмечено высокое накопление радионуклида
корневыми системами растений по сравнению с надземной частью (таблица 4).
Однако, в целом, в системе «почва-растение» запасы 137Cs в фитомассе не
превышают 0,3 %. Так же прослеживается разница в накоплении радиоизотопа
по площадкам. На лугу склона средние величины удельной активности 137Cs
ниже, чем на горизонтальном низинном участке. Это связано с латеральным
массопереносом почвенных частиц с потоками дождевых и талых вод и
накоплению более мелких частиц с большей
удельной активностью
радиоизотопа в аккумулятивных зонах ландшафта (Шамшурина, 2009).
Площадка
Таблица 4 – Запасы 137Cs в почве и фитомассе луговых фитоценозов
надземная
корневая
массы, %
Луг-1
32
68
Луг-2
29
71
Средняя удельная активность
137
Cs,
Бк/кг
Запасы 137Cs в кБк/м2
Надземная
часть (1)
Корни
(2)
Почва
(3)
1
2
3
общие
21±2
120±6
581±22
0,03
0,3
127
127,3
19±1
15±0,5
18±2
24±3
22±1
28±1
25±2
118±4
98±7
105±9
132±8
129±5
134±8
112±4
567±19
530±26
542±29
694±32
657±34
598±26
603±19
0,02
0,02
0,02
0,03
0,03
0,03
0,03
0,3
0,2
0,3
0,4
0,4
0,4
0,3
125
116
119
153
144
131
133
125,3
116,2
119,3
153,4
144,4
131,4
133,3
21
Относительно распределения изотопа на агрегатном уровне стоит
отметить, что, как и ожидалось, на участках с ненарушенным почвенным
покровом («Луг-1», «Луг-2») и участках,
где после 1986 года почва
обрабатывалась («Дачный участок») существуют различия. Во-первых, для
образцов, отобранных на площадке «Дачный участок» характерны практически
равные величины удельной активности 137Cs для всех исследуемых фракций.
Так, на площадке 1 для фракций >7 мм и < 1мм обнаружено одинаковое
содержание 137Cs (538 Бк/кг). По-видимому, неоднократное перемешивание
верхнего слоя почвы, вызвало выравнивание величин удельной активности
137
Cs на агрегатном уровне и полное исчезновение первичных градиентов
концентрации.
На участках «Луг-1», «Луг-2» на агрегатном уровне обнаружена
тенденция к увеличению величин удельной активности 137Cs от большего
размера агрегатов к меньшему. Выявлена обратная сильная корреляционная
связь между размерами агрегатов и величинами удельной активности 137Cs, для
точки «Луг-1» коэффициент корреляции равен -0,96 (коэффициент
детерминации – R2 0,91); «Луг-2» – -0,97 (R2 0,93).
Таким образом, можно констатировать сохранение первичных градиентов
концентраций 137Cs на макроагрегатном уровне почвы спустя 28 лет после
поступления изотопа в ландшафты. В целом, современные уровни величин
удельной активности радионуклида исследуемой территории Плавского района
варьируют от 150 до 450 кБк/м2 (4-12 Ки/км2), что соответствует среднему
уровню радиоактивного загрязнения (5-15 Ки/км2). В растительной продукции,
получаемой на данной территории, содержание радионуклида не превышает
допустимых норм накопления 137Cs на радиоактивно загрязненных территориях
(СанПиН 2.3.2.1078-01 «Гигиенические требования безопасности и пищевой
ценности пищевых продуктов»). Однако, в виду пространственной
неоднородности величин удельной активности 137Cs в почвах, а так же действия
различных факторов, способствующих образованию вторичных полей
загрязнения радионуклидом (например, эрозионно-аккумулятивные процессы с
переотложением загрязненного почвенного материала в пониженных элементах
рельефа), такие земли необходимо включать в систему радиоэкологического
мониторинга радиоактивно загрязненных территорий.
ВЫВОДЫ
1. На начальных этапах аэрального загрязнения в агрегированных почвах
формируются высокие градиенты концентраций 137Cs, локализованные на
22
поверхности почвенных агрегатов, что влияет на интенсивность корневого
поглощения радионуклида растениями.
2. В лабораторных опытах с использованием меченых 137Cs агрегатов
дерново-подзолистой тяжелосуглинистой почвы установлено, что корневое
поступление изотопа в проростки ячменя и гороха происходит, в среднем, в 3
раза интенсивнее с поверхности агрегатов, чем из внутриагрегатного
пространства.
3. На начальных этапах загрязнения радионуклидом снижение корневого
поглощения 137Cs растениями во времени, наряду с сорбционным закреплением,
обуславливается процессами переагрегирования почвенной массы.
4. Оценка современных величин удельной активности 137Cs чернобыльского
происхождения в почве и размеров его корневого накопления травянистыми
фитоценозами, на территориях с низким и средним уровнем загрязнения,
показала, что основные запасы цезия (99,7 %) сосредоточены в почве, а корни
растений преимущественно
поглощают радионуклид, поступающий в
ризосферу с отмирающими частями растений, который становится доступным
после их минерализации.
5. Плотность загрязнения почв Рязанской области Михайловского района
варьирует от 0,3 до 1,0 Ки/км2, что не превышает минимального порога,
равного 1 Ки/км2, поэтому растительную продукцию, получаемую в условиях
исследуемой территории, условно можно считать экологически безопасной.
6. В пределах Плавского радиоактивного пятна современные величины
плотности загрязнения 137Cs почвы изменяются от 4 до 12 Ки/км2,
что соответствует
среднему уровню
радиоактивного загрязнения
2
(5-15 Ки/км ). Содержание радионуклида в растительной продукции не
превышает допустимых уровней накопления 137Cs. Однако, в виду
пространственной неоднородности величин удельной активности 137Cs в
почвах, а так же действия различных факторов, способствующих образованию
вторичных полей загрязнения, картина перераспределения изотопа может
существенно изменяться, поэтому данные территории должны быть включены
в систему радиоэкологического мониторинга.
Список работ, в которых опубликованы основные положения диссертации
Статьи в изданиях, рекомендованных ВАК РФ:
1. Фокин, А.Д. Деструкция почвенных агрегатов и ее влияние на
поглощение радионуклидов растениями / А.Д.Фокин, С.П.Торшин,
Ю.М.Бебнева и др. // Известия ТСХА. – 2014. – № 1. – С. 82-95.
23
2. Фокин, А.Д. Поступление в растения 137Cs и 90Sr с поверхности
почвенных агрегатов и из внутрипедного пространства / А.Д.Фокин,
С.П.Торшин, Ю.М.Бебнева и др. // Почвоведение. – 2014. – № 12. –
С. 1416-1425.
3. Кловская, Ю.М. Массоперенос 137Cs в системе «почва-растение» в
зависимости от его локализации в почвенных агрегатах / Ю.М.Кловская //
Агрохимический вестник. – 2015. – № 4: Т.4. – С.43-46.
24
Документ
Категория
Без категории
Просмотров
10
Размер файла
768 Кб
Теги
0fc98f9173, uploaded
1/--страниц
Пожаловаться на содержимое документа