Ecological and Toxicological Assessment of the Soil and Vegetation Cover at the Site “Streletskaya Steppe” of the Central Chernozem Reserve Named after V.V. Alekhin

Full Text

ВВЕДЕНИЕ

Биосферные заповедники, созданные в различных биоклиматических зонах Российской Федерации, предоставляют уникальную возможность для оценки фоновых уровней содержания радионуклидов и тяжелых металлов в почве и растениях, а также параметров их естественной мобильности и биологической доступности в системе почва–растения.

¹³⁷Cs. При оценке радиологической и химико-токсикологической обстановки на территориях биосферных заповедников необходимо учитывать, что наряду с тяжелыми естественными радионуклидами (такими, как ²³⁸U и ²³²Th) и тяжелыми металлами, поступающими в результате процессов техногенеза, в почвах содержится ¹³⁷Cs глобальных и чернобыльских выпадений. Несмотря на то, что наиболее существенное загрязнение радиоцезием отмечалось в регионе распространения легких дерново-подзолистых почв (Брянская область), загрязнению также подверглись сельскохозяйственные угодья, расположенные на тяжелых почвах в Тульской, Орловской, Курской и других областях [1, 5]. В Курской области вклад чернобыльского компонента значительно превалирует над глобальным фоновым загрязнением, обусловленным, главным образом, испытаниями ядерного оружия в середине XX в. Ввиду значительного промежутка времени (более 35 лет), прошедшего после Чернобыльской аварии, радиоэкологическая обстановка на территории России существенно изменилась, а сельскохозяйственные угодья и залежи подверглись значительному антропогенному воздействию, приведшему к нарушению сложения верхнего корнеобитаемого слоя. Вследствие этого важное значение имеет информация о естественной мобильности ¹³⁷Cs в почвах и его биологической доступности в антропогенно-ненарушенных ландшафтах, таких как биосферные заповедники и иные особо охраняемые природные территории (ООПТ).

Для искусственных радионуклидов, таких как ¹³⁷Cs, поступивших на поверхность почвы в результате радиоактивных выпадений одним из наиболее значимых факторов, оказывающих влияние на накопление в растениях, является вертикальное перераспределение в почвенном профиле с течением времени. Кроме того, его учитывают при расчете мощности дозы гамма-излучения и эффективной дозы внешнего облучения человека [4, 19, 27, 33].

¹³³Cs. На поведение радиоцезия в природных и антропогенных экосистемах, безусловно, критическое конкурирующее воздействие оказывает присутствующий в почве нативный стабильный нуклид ¹³³Cs – изотопный носитель радиоцезия. По литературным данным [40], содержание его в почвах различных типов находится в диапазоне 1–30 мг/кг (в среднем 7.5 мг/кг). Конкурируя с техногенными радиоактивными изотопами ^134,137Cs в физико-химических процессах трансформации в почвах, транслокации в почвенный раствор и биологического поглощения (включая корневое поглощение растениями), стабильный цезий снижает селективность процесса сорбции радиоцезия почвой, а также корневое поглощение последнего.

⁴⁰K. Элементом-аналогом цезия в биогеохимических процессах традиционно считается калий. Природный калий представлен двумя стабильными изотопами: ³⁹K (93.2581%) и ⁴¹K (6.7302%), а также радиоактивным изотопом ⁴⁰K (0.0117%). Радиологические характеристики ⁴⁰K: T_1/2 = 1.248 × 10⁹ лет, удельная активность = 2.651 × 10² Бк/мг, E_γ = 1460.82 кэВ [36]. Поскольку ⁴⁰K является неотъемлемым компонентом природного калия, то последний является источником гамма-излучения с удельной активностью радионуклида (A_sp) = 3.102 × 10⁴ Бк/кг ^39+40+41K. Соответственно, ⁴⁰K может служить надежным базовым маркером биогеохимических процессов транслокации элементов в окружающей среде. Поскольку K является биогенным металлом, характеризующимся высокой подвижностью в системе почва–растение, то относительно его радиоактивного изотопа ⁴⁰K можно классифицировать подвижность в исследуемых биогеоценозах таких радиологически значимых техногенных радионуклидов, как ¹³⁴Cs и ¹³⁷Cs. В данном исследовании приведено сравнение биологической доступности ¹³⁷Cs (представленного, главным образом, чернобыльскими выпадениями), стабильного изотопа ¹³³Cs и природного ⁴⁰K для различных видов естественной степной растительности.

²³²Th/ ²³⁸U. Среди тяжелых естественных радионуклидов особое место занимают уран и торий, присутствующие повсеместно в почвах и грунтах в рассеянном состоянии и являющиеся родоначальниками цепочек распада, включающих радий, радон, которые, в почвах присутствуют главным образом в виде изоморфных примесей в кислых массивно-кристаллических породах – гранитоидах. Уран присутствует в виде смеси трех изотопов: ²³⁴ U (0.0054%, T_1/2 = 2.455 × 10⁵ лет, A_sp = 2.301 × 10⁵ Бк/ мг), ²³⁵U (0.7204%, T_1/2 = 7.04 × 10⁸ лет, A_sp = 79.92 Бк/мг) и ²³⁸U (99.2742%, T_1/2 = 4.468 × 10⁹ лет, A_sp = 12.433 Бк/ мг), а торий – в виде единственного изотопа ²³²Th (99.98%, T_1/2 = 1.40× 10¹⁰ лет, A_sp = 4.071 Бк/мг) [36].

Среднее значение массовой доли суммы изотопов урана в почвах РФ по данным [40] составляет 3.8 ppm [40], в черноземах – 2.4–3.7 [47]; тория – 13.4 мг/кг [40]. Среднее содержание ²³⁸U в почвах мира составляет 35 Бк/кг, или 2.8 мг/кг [47], тория – 38 Бк/кг, или 9.2 мг/кг [40]. Изотопы урана и тория, при повышенном содержании их в биогеоценозах представляют собой комплексную угрозу биоте и человеку, поскольку являются не только химическими, но и радиоактивными токсикантами [47]. Согласно требованиям ВОЗ [48], предел суточного поступления урана в организм взрослого человека не должен превышать 6 мкг на 1 кг массы тела. Усредненное значение массы тела человека принимается равным 60 кг. Таким образом, исходя из нормы потребления воды 2 л/сут, ВОЗ установила временный допустимый уровень содержания урана в питьевой воде 15 мкг/дм³. Для тория предел суточного поступления в организм человека в рекомендациях ВОЗ не установлен. Однако характеризующий радиотоксичность уровень вмешательства (УВ), (guidance levels), для ²³⁸U, установленный ВОЗ в питьевой воде, исходя из значения рекомендуемой дозовой нагрузки (a recommended reference dose level – RDL) в виде эффективной поглощенной дозы, равной 0.1 мЗв [34, 38], формирующейся в результате годового потребления питьевой воды, содержащей ²³⁸U, существенно мягче параметра, установленного ВОЗ для ²³⁸U, содержащегося в питьевой воде и характеризующего хемотоксичность последнего: УВ = 10Бк/дм³ (800 мкг/дм³), [38]. Для ²³²Th соответствующее значения УВ (по радиотоксичности) в питьевой воде равно 1 Бк/дм³ (250 мкг/дм³).

Тяжелые металлы. К ТМ традиционно относятся элементы – металлы и металлоиды с атомной массой >40 a.e.м., проявляющие токсичные свойства для живых организмов [3, 16]. Некоторые из них, например, As, Cd, Pb, относятся к “абсолютным” токсикантам, негативно влияющим на жизнедеятельность растений даже в малых количествах. Они представляют особую опасность для биоты и человека поскольку отличаются высокой технофильностью. Другие ТМ, такие как Fe, Mn, Cu, Co, Zn, относятся к элементам, являющимся необходимыми для жизнедеятельности растений в малых количествах, но токсичными – в больших. Эти ТМ относят к микроэлементам [3, 16, 42]. Они входят в состав ферментов, участвующих в процессах синтеза аминокислот, связывания солнечной энергии, метаболизма белков и углеводов, стабилизации мембран и т.д. Более половины ТМ-микроэлементов (Co, Cu, Mo, Zn) относятся к обширной группе рассеянных элементов [40], содержание которых в земной коре составляет менее 0.1% (1000 мг/кг). Содержание наиболее опасных те хнофильных ТМ и металлоидов в почвах, сопредельных средах и в продуктах питания нормируются в соответствии с токсикологическими критериями. При нормировании ТМ, содержащихся в почвах, в рамках санитарно-гигиенического подхода широко применяются критерии нормирования на основе миграционных показателей. Этот подход более совершенен, а разработанные с учетом свойств почв нормативы (ОДК) точнее отражают опасность ТМ для человека по сравнению с чрезмерно жесткими санитарно-гигиеническими нормативами (ПДК). Кроме того, в нормативах ОДК учитывается средний (на территории России) региональный фон для трех основных литогеохимических групп почв: песчаных и супесчаных (кислых (суглинистых и глинистых), pH_KCl < 5.5; близких к нейтральным и нейтральным (суглинистых и глинистых), pH_KCl > 5.5 (ГН 2.1.7.2511-09)).

Важным компонентом регионального эколого-токсикологического мониторинга является определение фонового содержания радионуклидов и тяжелых металлов в почвах ООПТ регионов, где производятся мониторинговые изыскания [25, 26, 31]. Полученные данные помогают определить своеобразную базовую линию в формирующемся представлении об особенностях и направленности техногенного загрязнения почв различных участков обследуемых территорий.

Цель работы – изучение педогеохимического фона и получение основных биогеохимических показателей миграции радионуклидов и тяжелых металлов в системе почва–естественная степная растительность на ключевом участке ЦЧЗ им. В.В. Алехина.

ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ

Объекты исследований и отбор проб. Ключевой участок, где проводили исследования (51°34ʹ14.75ʺ N, 36°05ʹ40.50ʺ E), расположен на водораздельном плато полого-холмистой равнины, в 500 м от п. Заповедный Курской области, на территории ЦЧЗ им. В.В. Алехина в пределах участка “Стрелецкой степи”, находящегося в режиме некосимая степь. На поверхности почвенного покрова, представленного целинным типичным среднегумусным тучным черноземом, сформировавшемся на лёссовидном карбонатном суглинке, образовалась разнотравно-ковыльно-безостовая растительная ассоциация. Мощность гумусового слоя варьирует от 80 до 110см [6, 12, 13, 17, 30, 32]. Водный режим в некосимой степи в период исследований формировался по непромывному типу. Принадлежность почв к типичным черноземам определяли путем бурения скважин. Наличие карбонатов – с помощью 10%-ного раствора HCl. Для этого капельницей наносили на извлеченный почвенный образец раствор соляной кислоты и определяли глубину, с которой начинается вскипание, а также интенсивность вскипания.

Послойный отбор образцов в пределах ключевого участка выполняли в пятикратной повторности, что является репрезентативным относительно степной части заповедника. Данный участок относится к категории абсолютно заповедных, так как на нем не ведется никакой хозяйственной деятельности, и он не может сравниваться с участками, подверженными антропогенному воздействию, поэтому относительно них не может быть репрезентативным и является эталонным.

Выбор учетной площадки для отбора сопряженных проб почвы и растений (по видам) осуществляли в соответствии с методическими рекомендациями МАГАТЭ [35]. Почва на исследуемом участке была классифицирована как чернозем типичный тяжелосуглинистый (Haplic Сhernozem) [6, 12, 13, 17, 39]. Отбор образцов почвы по слоям 0–5, 5–10, 10–15, 15–20 см проводили специально разработанным для послойного отбора проб почвы буром-пробоотборником, разработанным в Курском ФАНЦ (патент № 2657555). Диаметр рабочей части бура с контейнером для отбираемой пробы составляет 100 мм. Особенностью данного бура, помимо количественного отбора почвенного материала из определенного слоя почвы, является возможность оценки плотности сложения почвы в соответствующем слое. Послойный отбор проб почвы вели методом квадрата в пяти точках (по углам и в центре пробной площадки 10 × 10 м²), одновременно с отбором сопряженных проб растений.

Методы исследований. Определение удельной активности радионуклидов в почве и растительности проводили методом γ -спектрометрии с помощью спектрометра Гамма-1П с полупроводниковым детектором из особо чистого германия с относительной эффективностью регистрации 35%. Из высушенных растений (по видам) предварительно удаляли частицы пыли при помощи обработки сжатым воздухом в камере-циклон. В качестве фильтра, удерживающего частицы пыли в циклоне, использовали мешки, изготовленные из фильтрующего полотна Петрянова марки ФПП-15-1.5.

Физические и химические показатели почвы (табл. 1) определяли общепринятыми методами [7, 23]: pH_KCl (pH_H2O) – потенциометрическим, в суспензии почвы в 1 М растворе KCl (дистиллированной воде) при соотношении твердой и жидкой фаз (т : ж) 1 : 2.5, содержание органического углерода – по методу Тюрина, гидролитическую кислотность – по Каппену, сумму поглощенных оснований – по Каппену–Гильковицу, содержание подвижных форм P₂O₅ и K₂O – по методу Чирикова (экстракция 0.5 M CH₃COOH) в модификации ЦИНАО (т : ж = 1 : 25).

 

Таблица 1. Физико-химические характеристики образцов типичного чернозема, отобранных послойно из корнеобитаемого слоя на пробной площадке, среднее ± стандартное отклонение, n = 3

Показатель	Величина показателя
Слой почвы, см	0–5	5–10	10–15	15–20
Сорг, %	5.35 ± 0.11	5.18 ± 0.05	4.73 ± 0.13	4.26 ± 0.08
pHH2O	6.28 ± 0.06	6.21 ± 0.02	6.28 ± 0.01	6.39 ± 0.07
pHKCl	5.35 ± 0.04	5.36 ± 0.01	5.39 ± 0.00	5.50 ± 0.09
Сумма поглощенных оснований, смоль(+)/кг	41.4 ± 0.8	41.7 ± 0.4	41.6 ± 0.3	41.0 ± 0.8
Нг, смоль(+)/кг	5. 67 ± 0.0 8	5. 61 ± 0.0 1	5. 04 ± 0. 30	4. 72 ± 0. 28
Р2О5 подвижный, мг/кг	91.9 ± 4.4	86.3 ± 1.8	70.0 ± 3.5	66.3 ± 0.0
К2О подвижный, мг/кг	222 ± 18	110 ± 1	89 ± 0	71 ± 10
Плотность сложения почвы, г/см3	0.79 ± 0.01	0.86 ± 0.01	0.91 ± 0.01	1.02 ± 0.03
Содержание фракций (мкм), %:
<1	37.5 ± 1.5	36.4 ± 2.5	38.0 ± 2.1	39.0 ± 0.5
1–5	12.7 ± 1.6	11.3 ± 2.8	11.4 ± 2.1	10.7 ± 0.9
5–10	9.9 ± 0.5	9.8 ± 0.2	9.7 ± 0.2	9.5 ± 0.3
10–50	36.8 ± 4.1	40.1 ± 0.5	38.0 ± 0.5	39.0 ± 0.5
50–250	3.2 ± 2.9	2.5 ± 0.8	2.8 ± 0.3	1.8 ± 0.5
>250	–	–	–	–

 

Гранулометрический состав почв определяли седиментационным методом на приборе марки SediGraph III 5120 (Particle Size Analysis System). Предварительно образец подвергался диспергированию ультразвуковым диспергатором мощностью 120 Вт в 50 мл диспергирующей жидкости (1%-ном растворе пирофосфата натрия Na₄P₂O₇) в течение 10 мин.

Минералогический состав илистой фракции (<1 мкм) изучаемой почвы исследовали методом рентгендифрактометрии образцов, насыщенных Mg, на приборе ДРОН-3¹. Количественное определение содержания иллита, каолинита в сумме с хлоритом и лабильных минералов (в процентах от суммы этих трех компонентов) проводили по модифицированной методике Э.А. Корнблюма [29]. Режимы съемки: режим трубки БСВ-29 (Cu) 20 мА 35 кВт, фильтр – Ni; щели: вертикальная 1.00 горизонтальная 8.00 Соллер; детектор – сцинтилляционный. НП-200.0, ВП-2500.0, KU-4.0, Uп-720. Щели: вертикальная 2.00, горизонтальная 16.00 Соллер. Метод съемки: порошок – w/2t; комбинированный t = 3.000 с, V = 8.0 гр/мин.

Валовый анализ элементного состава образцов почв выполняли масс-спектрометрическим методом с использованием квадрупольного масс-спектрометра с индуктивно-связанной плазмой (ИСП-МС) ELAN-9000 (PerkinElmer SCIEX) после мокрого разложения образцов смесью концентрированных кислот (HNO₃ +HCl и HF) с последующим переводом образовавшихся солей в нитратную форму путем многократной обработки образовавшихся фторидов концентрированной HNO₃ в соответствии с методикой [24].

Для коррекции инструментального дрейфа во все измеряемые пробы и градуировочные растворы вводили внутренние стандарты ¹⁰³Rh 5 мкг/л (для ИСП-МС). Для приготовления градуировочных растворов использовали стандартные образцы состава металлов производства Perkin Elmer, США: N9300233 (10.0 мкг/мл As, Cd, Co, Cu, Pb, Fe, Mg, Mn, Cr, Ni, V, Zn), Certipur (Merck, Германия): Cesium ICP Standard (1000 мкг/мл) и ICP multi-element standard solution IV (1000 мкг/мл Cd, K, Pb, Sr).

Массовую долю кислоторастворимых форм ТМ и калия в почве, а также элементный состав растений определяли масс-спектрометрическим методом с использованием ИСП-МС спектрометра Supec 7000 (Китай) после микроволнового разложения образцов в СВЧ-минерализаторе RayCal XT-9930 (Китай) и MARS-5 (США) с помощью концентрированной HNO₃ без добавления HF согласно процедуре, изложенной в руководстве EPA-3052 [37]. Методики микроволнового кислотного разложения образцов почвы и растений с помощью СВЧ-минерализатора были идентичны за исключением массы использовавшихся навесок почвы и растений – последние были в 2 раза меньше (0.25 г). Для приготовления градуировочных растворов использовали стандартные образцы состава металлов производства Certipur (Германия): Cesium ICP Standard (1000 мкг/мл), ICP multi-element standard solution IV (1000 мкг/мл Cd, K, Pb, Sr), IX (As, 100 мкг/мл). ООО НПП “Скат” (Cu, Zn – 3 мкг/мл, Co – 1 мкг/мл, U – 0.5 мкг/мл), стандартный раствор ²³²Th (2000 мкг/мл, 8.14 Бк/ мл) готовили из чистой безводной соли ²³²Th(NO₃)₄ (ВО “ИЗОТОП”).

Методика анализа данных. Для оценки степени возможного загрязнения почвы ТМ (относительно природных фоновых значений) использовали ряд показателей: кларк концентрации (К _K) ТМ, представляющий собой отношение содержания элемента в изучаемой системе к его кларку в литосфере [14, 22], а также индекс геоаккумуляции и литогеохимический (Index of geoaccumulation litogeochemical – I_geo-L) и индекс загрязнения (Pollution index – PI).

I_geo-L рассчитывали путем сравнения текущей концентрации элемента в почве и его геохимической фоновой концентрации в земной коре с использованием уравнения:

$I_{geo-L}={\log }_2(C_i/1.5B_i)$, (1)

где C_i – измеренное содержание элемента i в почве, B_i – геохимическое фоновое значение элемента i в земной коре, а 1.5 – постоянная величина, учитывающая естественную вариабельность концентрации элемента в окружающей среде [41, 46].

Значения PI для каждого из исследуемых элементов определяли как отношение измеренной концентрации элемента i к максимально допустимой его концентрации в почве:

$PI=C_i/S_i$, (2)

где C_i – измеренное содержание элемента i в почве, S_i – максимальное допустимое содержание элемента i в почве [41, 46].

Также были проведены изыскания с целью выявления возможных парагенетических ассоциаций ТМ, содержание которых в исследуемой почве превышает глобальный литогеохимический фон. Количественной мерой ассоциации является суммарный показатель загрязнения Z_C, представляющий собой аддитивную сумму превышений коэффициентов концентрации (рассеяния) над единичным (фоновым) уровнем [10]:

$Z_C=\sum _1^i\frac{C_i-C_{ф}}{C_{ф}}+1=\sum _1^i{K}_C-\left(n-1\right)$, (3)

где К_C – коэффициент концентрации (отношение содержания ТМ в оцениваемом объекте к его фоновому содержанию)², n – число химических элементов, входящих в изучаемую ассоциацию, С_i – аномальное содержание; С_ф – фоновое содержание.

На основании данных по удельной активности радионуклидов в слоях почвы и в растения были рассчитаны коэффициенты перехода (КП) ¹³⁷Cs и ⁴⁰K в вегетативную массу исследованных растений разных видов, представляющие собой отношение удельной активности радионуклида в сухой вегетативной массе (Бк/кг) к поверхностной плотности загрязнения участка радионуклидом (Бк/м²).

Для тяжелых естественных радионуклидов ²³²Th и ²³⁸U, стабильного изотопа ¹³³Cs, тяжелых металлов Cd, Co, Zn, а также стабильного K, концентрация которых в слоях почвы не изменяется, были рассчитаны значения коэффициентов накопления (КН) соответствующих элементов в растениях в пересчете на потенциально доступную растениям кислоторастворимую форму нахождения (вытяжка концентрированной HNO₃):

$K{H}_{Me}=C{\left(Me\right)}_{растение}/C{\left(Me\right)}_{почва}$,

где C – концентрация элемента (Me), мг/кг.

Для анализа данных по вертикальной миграции ¹³⁷Cs использовали квази-диффузионную модель миграции радионуклидов в почве с учетом конвективного переноса:

$\frac{\partial q(x, t)}{\partial t}=D\frac{{\partial }^{2}q(x, t)}{\partial x^2}-v\frac{\partial q(x, t)}{\partial x}-\lambda \times q(x, t)$, (4)

где q(x, t) – объемная концентрация ¹³⁷Cs в почве (Бк/см³) на глубине х (см) в момент времени t (лет), D – эффективный коэффициент миграции (см²/год) и v – скорость конвективного переноса радионуклида в почве (см/год). Учитывая, что плотность выпадений ¹³⁷Cs на участке биосферного заповедника, на котором проводили исследования, существенно превышала плотность глобальных выпадений начальные и граничные условия для уравнения (4) рассматривали в виде:

$q(x, t)=0$ при x > 0, t = 0, (5)

$q(x, t)\to 0$

$\frac{\partial q(x, t)}{\partial x}$ при x → ∞, t > 0. (6)

Условие на границе почва атмосфера рассматривали в потоковой форме:

$D\frac{\partial q(x, t)}{\partial x}-v=f\left(t\right)$ при x = 0, t ≥ 0. (7)

Полагая, что выпадения после аварии на Чернобыльской АЭС носили кратковременный характер можно принять, что:

$f\left(t\right)=Q\times \delta \left(t\right)$, (8)

где Q – плотность выпадений кБк/м², δ – дельта функция Дирака:

$\delta \left(t\right)=\left\{\begin{array}{l}\infty , если t=0\\ 0, если t>0\end{array}\right.$.

Решение уравнения (4) для начальных и граничных условий (5)–(8) имеет следующий вид:

$q\left(x, t\right)=Q\left\{\frac{1}{\sqrt{\pi Dt}}exp\left[-\frac{{\left(x-vt\right)}^2}{4DT}\right]-\frac{v}{2D}exp\left(\frac{vx}{D}\right)erfc\left[\frac{x}{2\sqrt{Dt}}+\frac{v}{2}\sqrt{\frac{t}{D}}\right]\right\}$. (9)

Статистический анализ экспериментальных данных проводили стандартными методами с использованием MS-Excel, на основании теоретических аспектов, изложенных в работах [15, 43].

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Физико-химические свойства и минералогический состав типичного чернозема. Результаты анализов химического и гранулометрического составов, а также физико-химических свойств исследуемой почвы по слоям 0–5, 5–10, 10–15 и 15–20 см представлены в табл. 1. На основании полученных данных была составлена общая характеристика физико-химических свойств типичного чернозема.

По содержанию гумуса исследуемую почву можно отнести к чернозему типичному среднегумусному [6, 12, 13, 17], со средним содержанием подвижного фосфора и высоким содержанием обменного калия; по степени кислотности – к слабокислым почвам, с низкой степенью насыщенности основаниями [20]. По гранулометрическому составу типичный чернозем на ключевом участке по классификации Качинского [7] может быть отнесен к разновидности: суглинок тяжелый крупнопылевато-иловатый. Обращает на себя внимание слабокислая реакция водной и солевой вытяжек из почв и снижение ацидификации почвы с ростом глубины. На процесс ацидификации поверхностных слоев почвы исследуемого участка, по-видимому, существенное влияние оказывает биологическая активность как почвенного микробиоценоза, так и фитоценоза.

Преобладающими минералогическими компонентами илистой фракции чернозема типичного являются диоктаэдрические иллиты (32–43%), каолинит (34–38%) и лабильные минералы (19–31%), представленные смектитом и вермикулитом (рис. 1). В незначительных количествах присутствуют смешанослойные минералы с хлоритовыми пакетами, кварц и полевые шпаты.

 

Рис. 1. Рентген-дифрактограммы образцов илистой фракции, извлеченной из типичного чернозема, подготовленных для минералогического анализа по методу Корнблюма (образцы: исходный – Mg-насыщенный, обработанный глицерином, прокаленные при 350 и 500°C)

 

Оценка вертикальной миграции ¹³⁷Cs в почве. На основании имеющихся данных по плотности сложения почв в слоях 0–5, 5–10, 10–15 и 15–20 см была рассчитана объемная концентрация исследуемых радиоактивных изотопов ¹³⁷Cs и ⁴⁰K и в каждом слое, а также плотности загрязнения (кБк/м²) ими расчетного слоя почвы 0–20 см (табл. 2). Максимальное содержание техногенного радионуклида ¹³⁷Cs наблюдалось в слое 5–10 см, в то время как природный радионуклид ⁴⁰K был равномерно распределен по пятисантиметровым слоям почвы до глубины 20 см.

 

Таблица 2. Послойное распределение радионуклидов ¹³⁷Cs, ⁴⁰K в корнеобитаемом слое типичного чернозема в пределах пробной площадки среднее ± стандартное отклонение, n = 3

Почва	Слой (глубина), см	Удельная активность, Бк/кг		Объемная активность, Бк/дм3		Плотность загрязнения, кБк/м2
		137Cs	40K	137Cs	40K	137Cs	40K
Чернозем типичный	0–5	36.6 ± 7.8	608 ± 14	28,8 ± 6.4	478 ± 8	1. 44 ± 0. 3 2	23.9 ± 0.4
	5–10	54.7 ± 2.7	572 ± 12	47.1 ± 2.8	492 ± 8	2.3 7 ± 0. 14	24. 6 ± 0.4
	10–15	24.8 ± 1.1	583 ± 30	22.5 ± 1.1	528 ± 27	1. 1 3 ± 0.0 5	26. 4 ± 1.4
	15–20	9.7 ± 1.5	582 ± 40	9.9 ± 1.6	594 ± 36	0. 5 0 ± 0.0 8	29.7 ± 1. 8

 

Для оценки миграционной способности ¹³⁷Cs в почве использовали модель вертикальной миграции радионуклидов в почвенном слое, приведенную выше (уравнение (6)). Определение параметров модели (коэффициентов квазидиффузии (D = 0.41 см²/год) и скорости конвективного переноса (v = 0.17 см/год) проводили с использованием метода покоординатного спуска [8].

Пример валидации модели представлен на рис. 2. Видно, что модель (8) с параметрами, представленными выше, адекватно описывает вертикальное распределение ¹³⁷Cs в почве и может быть использована для долгосрочного прогноза содержания этого радионуклида в верхнем слое почвы.

 

Рис. 2. Проверка модели вертикальной миграции ¹³⁷Cs в почвах участка “Стрелецкая степь” Центрально-Черноземного заповедника им. В.В. Алехина

 

Отметим, что параметры вертикальной миграции радионуклидов (D = 0.41 см²/год и v = 0.17 см/год), достаточно близки к аналогичным параметрам, полученным при изучении вертикальной миграции ¹³⁷Cs почве глобальных (дочернобыльских) выпадений. По данным [28] значения эффективного коэффициента диффузии и скорости направленного переноса для почв средней полосы России находятся в диапазоне от 0.3–2.2 см²/год и 0.1–1.0 см/год при тенденции к более высоким значениям для легких почв. Для тяжелосуглинистых почв заповедника Аскания-Нова значение эффективного коэффициента диффузии было оценено как 0.41 см²/год, что практически совпадает с оценкой этого параметра, сделанной в работе [18]. При этом следует отметить определенную устойчивость во времени оценок параметров миграции ¹³⁷Cs в почве, что позволяет использовать полученные данные для долгосрочного прогноза. Результаты исследований показывают, что по прошествии времени мобильность чернобыльского ¹³⁷Cs в почвах достаточно близка к мобильности глобального радиоцезия.

Из данных рис. 3 видно, что содержание ¹³⁷Cs в корневой зоне растений быстро убывает, что связано как радиоактивным распадом, так и с перераспределением радионуклида в вертикальном профиле почвы.

 

Рис. 3. Прогноз вертикального распределения ¹³⁷Cs в почвах полигона “Стрелецкая степь” Центрально-Черноземного заповедника им. В.В. Алехина

 

Содержание радионуклидов и тяжелых металлов в почве, оценка их биологической доступности. Биофильность ТМ (включая радионуклиды) определяется параметрами их накопления в биомассе растений. К этим параметрам можно отнести массовую долю ТМ в фитомассе, коэффициенты биологического поглощения Полынова–Перельмана [22], коэффициенты накопления (КН), коэффициенты перехода (КП) и наблюдаемые отношения, или коэффициенты дискриминации элементов [2].

Сравнительную оценку миграционной способности радионуклидов ¹³⁷Cs и ⁴⁰K (калий является неизотопным носителем цезия) в системе почва–растение проводили с использованием доминирующих на исследуемом ключевом участке фитоценоза типичных видов степной растительности: ковыля перистого (Stipa pennata L.), вейника наземного (Calamagrostis epigejos L.), подмаренника мягкого (Galium mollugo L.) и полыни обыкновенной (Artemisia vulgaris L.). В выборку также были включены два вида рудеральных растений, найденных в пределах пробной площадки и широко распространенных на территории РФ: бодяк полевой (Cirsium arvense L. Scop.) и крапива двудомная (Urtica dioica L.). Для этого была определена удельная активность ⁴⁰K, ¹³⁷Cs в вегетативной массе растений, а также массовая (удельная) и объемная активности соответствующих радиоизотопов по пятисантиметровым слоям почвы до глубины 20 см (т.е. на глубину расчетного корнеобитаемого слоя, принятую в радиологических исследованиях [35, 43, ГОСТ 17.4.4.02-2017]). Кроме того, подавляющая часть поступившего на поверхность почвы ¹³⁷Cs находится в этом слое.

Также были рассчитаны КП ¹³⁷Cs и ⁴⁰K в вегетативную массу исследованных растений разных видов (табл. 3). Установлено, что КП ¹³⁷Cs варьировали в диапазоне (0.87–6.65) × 10^–4 м²/кг; КП ⁴⁰K: (20.9–62.5) × 10^–4 м²/кг. Таким образом, миграционная способность в системе почва–растение радиоизотопа ⁴⁰K на порядок превышает миграционную способность ¹³⁷Cs. Учитывая, что значительная часть ⁴⁰K, содержащегося в исследуемом типичном черноземе, в отличие от техногенного радиоизотопа ¹³⁷Cs, входит в состав матрицы первичных почвенных минералов, она является недоступной растениям. Поскольку эта иммобилизованная часть ⁴⁰K почвы включается в формулу расчета параметра КП ⁴⁰K, то реальное значение величины миграционного показателя КП ⁴⁰K существенно занижено по сравнения с величиной КП ¹³⁷Cs.

 

Таблица 3. Удельная активность и коэффициенты перехода радионуклидов ¹³⁷Cs, ⁴⁰K в различные виды естественно-луговой растительности, отобранные в пределах пробной площадки, среднее ± стандартное отклонение, n = 3

Растение (вид)	Удельная активность, Бк/кг сухой массы		КП (n × 10–4), м2/кг
	137Cs	40K	137Cs	40K
Ковыль перистый (Stipa pennata L.)	1.33 ± 0.52	572 ± 11	2.46 ± 0.98	54.7 ± 1.1
Вейник наземный (Calamagrostis epigejos L.)	0.47 ± 0.21	219 ± 37	0.87 ± 0.39	20.9 ± 3.5
Подмаренник мягкий (Galium mollugo L.)	1.38 ± 1.10	474 ± 25	2.55 ± 2.04	45.3 ± 2.4
Бодяк полевой (Cirsium arvense L. Scop.)	3.60 ± 1. 56	430 ± 21	6.65 ± 2.93	41.1 ± 2.0
Полынь обыкновенная (Artemisia vulgaris L.)	2. 2 0 ± 1.62	654 ± 84	4.06 ± 3.01	62.5 ± 8.0
Крапива двудомная (Urtica dioica L.)	1.52 ± 1.50	520 ± 42	2.81 ± 2.78	49.7 ± 4.0

 

В ходе исследований была установлена ассоциация химических элементов, содержание которых в верхнем 0–20 см слое почвы превышало кларки их содержания в литосфере. Накопление ТМ в верхнем 0–20 см слое исследуемой почвы – типичного чернозема, относительно их кларков в литосфере зафиксировано для As, Cd и Pb (Z_C = 5.53, n = 3). В то же время для Cu и Sr наблюдалось рассеивание, а для остальных ТМ (Co, Cs, Th, U, Zn) значительных отклонений от литогеохимического фона не выявлено (табл. 4, 5).

 

Таблица 4. Содержание стабильных элементов Cs, Sr, K, а также ТЕРН ²³²Th и ²³⁵U в корнеобитаемом слое типичного чернозема (0–20 см), в растениях, геохимические показатели и коэффициенты накопления в растениях в пределах пробной площадки, среднее ± стандартное отклонение, n = 3

Параметр	133Cs	Sr	K	232Th	238U
Кларки элементов в почве, мг/кг:
по А.П. Виноградову (1962)а	3.7	340	2.5 × 104	14	2.5
по A. Kabata-Pendias (2011)б	3.0	375	–	7.2	2.0
Массовая доля элементов в почве, мг/кг:
валовое содержание	3.7 ± 0.8	146 ± 8	18900 ± 700 в	10.2 ± 0.7г	2. 0 ± 0.1
кислоторастворимые формы, извлекаемые HNO3 (конц.)	1.54 ± 0.06	145 ± 10	10100 ± 300	5.42 ± 1.25	0.69 ± 0.04
Кларки концентрации (KK):
по А.П. Виноградову (1962)	1.00	0.43	0.76	0.73	0.80
по A. Kabata-Pendias (2011)	1.23	0.39	–	1.42	1.00
Igeo-L	–0.58	–1.80	–0.99	–1.04	–0.91
PI	–	–	–	–	–
Массовая доля элементов в растениях, мг/кг:
Ковыль перистый (Stipa pennata L.)	0.005 ± 0.001	68.1 ± 11.7	1 8450 ± 350в	5.5 ± 1.3	6.7 ± 1.3
Вейник наземный (Calamagrostis epigejos L.)	0.073 ± 0.002	109.1 ± 2.4	7100 ± 1200в	5.1 ± 1.6	8.9 ± 5.2
Подмаренник мягкий (Galium mollugo L.)	0.031 ± 0.002	38.9 ± 3.8	15300 ± 800в	7.6 ± 0.4	7.1 ± 5.0
Бодяк полевой (Cirsium arvense L. Scop.)	0.097 ± 0.001	51.2 ± 4.7	1 3850 ± 700в	30.2 ± 1.8	7.4 ± 5.9
Полынь обыкновенная (Artemisia vulgaris L.)	0.018 ± 0.001	36.2 ± 3.1	21100 ± 2700в	7.5 ± 0.5	5.2 ± 3.2
Крапива двудомная (Urtica dioica L.)	0.013 ± 0.001	96.3 ± 7.6	16750 ± 1350в	5.2 ± 0.4	6.5 ± 2.7
Коэффициенты накопления элементов в растенияхд:
Ковыль перистый (Stipa pennata L.)	(3,5 ± 0.4) × 10–3	0.47 ± 0.09	1.83 ± 0.06	(1,0 ± 0.3) × 10–3	(9.7 ± 2.0) × 10–3
Вейник наземный (Calamagrostis epigejos L.)	(47.6 ± 2.4) × 10–3	0.75 ± 0.05	0.70 ± 0.12	(0.9 ± 0.4) × 10–3	(12.9 ± 7.6) × 10–3
Подмаренник мягкий (Galium mollugo L.)	(20.1 ± 1.3) × 10–3	0.27 ± 0.03	1.52 ± 0.09	(1.4 ± 0.3) × 10–3	(10.3 ± 7.3) × 10–3
Бодяк полевой (Cirsium arvense L. Scop.)	(63.0 ± 2.5) × 10–3	0.35 ± 0.04	1.37 ± 0.08	(5.6 ± 1.3) × 10–3	(10.7 ± 8.6) × 10–3
Полынь обыкновенная (Artemisia vulgaris L.)	(11.8 ± 0.5) × 10–3	0.25 ± 0.03	2.09 ± 0.27	(1.4 ± 0.3) × 10–3	(7.5 ± 4.7) × 10–3
Крапива двудомная (Urtica dioica L.)	(8.4 ± 0.8) × 10–3	0.66 ± 0.07	1.66 ± 0.14	(1.0 ± 0.2) × 10–3	(9.4 ± 3.9) × 10–3

^а По [14].

^б Обобщенные данные, приведенные в работе [40].

^в Расчетная (на основании данных об удельной активности в почве ⁴⁰ K).

^г Расчетная (на основании данных об удельной активности в почве ²³² Th).

^д В пересчете на кислоторастворимую форму нахождения элемента в почве (извлекаемую концентрированной HNO₃).

 

Таблица 5. Содержание ТМ в корнеобитаемом слое типичного чернозема (0–20 см), в растениях, геохимические показатели и коэффициенты накопления в растениях в пределах пробной площадки среднее ± стандартное отклонение, n = 3

Параметр	As	Cd	Co	Cu	Pb	Zn
Кларки элементов в почве, мг/кг:
по А.П. Виноградову (1962)а	1.7	0.13	18	47	16	51
по A. Kabata-Pendias (2011)б	1,8	0.1	10	55	15	70
Массовая доля элементов в почве, мг/кг:
валовое содержание	6.65 ± 0.63	0.30 ± 0.02	10.2 ± 0.7	22.5 ± 0.3	24.5 ± 1.6	61.1 ± 1.8
кислоторастворимые формы, HNO3 (конц.)	6.65 ± 0.63	0.28 ± 0.01	8.2 ± 0.2	19.1 ± 1.5	18.8 ± 3.4	48.1 ± 2.2
Кларки концентрации (KK):
по А.П. Виноградову (1962)	3.91	2.31	0. 57	0.48	1.53	1.20
по A. Kabata-Pendias (2011)	3.69	3.0	1.02	0.41	1.63	0.87
Igeo-L	1.38	0.62	-1.40	-1.65	0.03	-0.32
ПДК (ОДК) элементов в почве в, мг/кг:	10	2.0	–	132	130	220
PI	0.67	0.15	–	0.15	0.19	0.28
Массовая доля элементов в растениях, мг/кг:
Ковыль перистый (Stipa pennata L.)	0.018 ± 0.006	0.059 ± 0.015	0.084 ± 0.007	5.00 ± 0.08	0.64 ± 0.13	25.2 ± 0.6
Вейник наземный (Calamagrostis epigejos L.)	0.023 ± 0.007	0.104 ± 0.015	0.063 ± 0.007	4.66 ± 0.09	1.35 ± 0.12	54.8 ± 3.2
Подмаренник мягкий (Galium mollugo L.)	0.020 ± 0.008	0.097 ± 0.007	0.083 ± 0.010	5.67 ± 0.11	0.81 ± 0.08	28.3 ± 1.7
Бодяк полевой (Cirsium arvense L. Scop.)	0.035 ± 0.008	0.139 ± 0.013	0.212 ± 0.014	9.91 ± 0.36	1.52 ± 0.14	53.7 ± 1.4
Полынь обыкновенная (Artemisia vulgaris L.)	0.020 ± 0.007	0.399 ± 0.044	0.067 ± 0.003	10.61 ± 0.17	5.95 ± 0.26	40.7 ± 2.5
Крапива двудомная (Urtica dioica L.)	0.026 ± 0.012	0.044 ± 0.009	0.072 ± 0.008	3.37 ± 0.10	0.55 ± 0.06	22.3 ± 1.0
Коэффициенты накопления в растенияхг:
Ковыль перистый (Stipa pennata L.)	(2.6 ± 0.9) × 10–3	0.21 ± 0.05	(10,2 ± 0.9) × 10–3	0.26 ± 0.02	0.034 ± 0.0 09	0.52 ± 0.03
Вейник наземный (Calamagrostis epigejos L.)	(3.5 ± 1.1) × 10–3	0.37 ± 0.06	(7.7 ± 0.8) × 10–3	0.24 ± 0.02	0.072 ± 0.0 14	1.14 ± 0.09
Подмаренник мягкий (Galium mollugo L.)	(3.0 ± 1.2) × 10–3	0.35 ± 0.03	(10.1 ± 1.3) × 10–3	0.30 ± 0.02	0.043 ± 0. 009	0.59 ± 0.05
Бодяк полевой (Cirsium arvense L. Scop.)	(5.3 ± 1.3) × 10–3	0.50 ± 0.05	(25.9 ± 1.9) × 10–3	0.52 ± 0.0 5	0.081 ± 0.016	1.12 ± 0.06
Полынь обыкновенная (Artemisia vulgaris L.)	(3.0 ± 1.1) × 10–3	1.43 ± 0.16	(8.1 ± 0.4) × 10–3	0.56 ± 0.04	0. 317 ± 0.059	0.85 ± 0.06
Крапива двудомная (Urtica dioica L.)	(3.8 ± 1.9) × 10–3	0.16 ± 0.03	(8.8 ± 1.0) × 10–3	0.18 ± 0.0 2	0.029 ± 0.0 06	0.46 ± 0.03

^а По [14].

^б Обобщенные данные, приведенные в работе [40].

^в СанПиН 1.2.3685-21.

^г В пересчете на кислоторастворимую форму нахождения элементов в почве (извлекаемую концентрированной HNO ₃ при нагревании).

 

Уровни загрязнения почв отдельными ТМ на основании значений I_geo-L подразделяются на семь классов: < 0 (незагрязненные), 0–1 (от незагрязненных до умеренно загрязненных), 1–2 (умеренно загрязненные), 2–3 (от умеренно до сильнозагрязненных), 3–4 (сильнозагрязненных), 4–5 (от сильно до чрезвычайно загрязненных), ≥5 (чрезвычайно загрязненных) [41, 46].

Полученные значения показателя I_geo-L свидетельствуют об отсутствии загрязнения чернозема исследуемого участка такими элементами как Co, Cu, Cs, Sr, Pb, Th, U, Zn (I_geo-L <0). Лишь в отношении Cd можно говорить о незначительном загрязнении (0 < I_geo-L < 1), а в отношении As – об умеренном загрязнении (1 < (I_geo-L = 1.38) < 2). Показатель I_geo-L может применяться не только для выявления особенностей техногенного загрязнения почвенного покрова тяжелыми металлами и металлоидами, но и для выявления природных геохимических аномалий, связанных с повышенным содержанием отдельных химических элементов в почвах и почвообразующих породах. Для этого необходимо проведение соответствующих изысканий на естественных незагрязненных участках почвенного покрова, желательно, расположенных на территориях ООПТ. Поскольку настоящие изыскания проводились на участке некосимой степи ЦЧЗ им. В.В. Алехина, очевидно, имеем дело с повышенным педогеохимическим фоном в отношении Cd и As.

Загрязненные отдельными ТМ почвы по показателю PI подразделяются на 4 группы <1 (незагрязненные), 1–2 (от незагрязненных до умеренно загрязненных), 2–3 (от умеренно до сильнозагрязненных), ≥3 (сильнозагрязненные). Для исследованных ТМ, для которых разработаны отечественные критерии нормирования в почвах (As, Cd, Cu, Pb, Zn) можно утверждать об отсутствии загрязнения ими почвы исследуемого участка (PI <1).

Значения региональных фоновых концентраций ТМ можно использовать при разработке региональных ОДК, учитывающих конкретные значения лито-или педогеохимического фона. Полученные нормативы могут быть величинами, кратными по отношению к региональному геохимическому фону, как предложено в работах [11, 16]. Согласно полученным данным, валовое содержание ТМ в исследуемой почве соответствует фоновому для данного типа почв [9, 25, 26].

Для типичных видов луговой растительности: ковыля перистого (Stipa pennata L.), вейника наземного (Calamagrostis epigejos L.), подмаренника мягкого (Galium mollugo L.), бодяка полевого (Cirsium arvense L. Scop.), полыни обыкновенной (Artemisia vulgaris L.) и крапивы двудомной (Urtica dioica L.) – было изучено поведение тяжелых металлов (Cd, Cu, Co, Cs, Pb, Sr, Zn) и металлоида As, природных радионуклидов ²³²Th и ²³⁸U и элемента питания – калия в системе почва–растение и рассчитаны значения соответствующих коэффициентов накопления.

Радиотоксичность изотопов урана и тория усугубляется дополнительным присутствием в окружающей среде продуктов их радиоактивного распада, находящихся в состоянии векового (secular) равновесия с родительскими радионуклидами ²³⁵U и ²³⁸U, ²³²Th: ²³¹Pa, ²³⁰Th, ²²⁷Th, ²²⁶Ra, ²²⁴Ra, ²²³Ra, ²²²Rn, ²²⁰Rn, ²¹⁹Rn, ²¹⁰Pb, ²¹⁰Po и др. Эти дочерние радионуклиды урановых и ториевого семейств вносят существенный вклад в дозовые нагрузки биоты и человека от ионизирующих излучений. По данным [47], средняя годовая эффективная доза облучения человека радионуклидами урановых и ториевого семейств в результате ингаляционного поступления их в организм составляет 1.26 мЗв, в результате перорального поступления – 0.12 мЗв. При этом в соответствии с нормативными документами средняя годовая эффективная доза облучения человека от всех антропогенных источников ионизирующего излучения (включая техногенные радионуклиды, такие как ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs) не должна превышать 1.0 мЗв [21].

Корневое поступление изотопов урана в растения зависит от физико-химических свойств почв (гранулометрический, минералогический состав, содержание органического вещества), а также физиологических особенностей растений. Так, коэффициент накопления растениями урана на легких по гранулометрическому составу почвах выше, чем на тяжелых. В то же время содержание урана в тяжелых (глинистых и суглинистых) почвах больше, чем в легких (песчаных и супесчаных). Органическое вещество способствует иммобилизации соединений урана в почвах [47]. По данным белорусских исследователей [45], содержание ²³⁸U в надземной фитомассе естественных травах на фоновых территориях составляет 0.24–3.9 Бк/кг (0.02–0.32 мг/кг) сухой массы. Накопление ²³⁸U степными травянистыми растениями на исследуемом у частке ЦЧЗ им. В.В. Алехина оказалось в 5–30 раз ниже, чем его накопление луговыми травами, произрастающими на дерново-подзолистых почвах различной степени оглеения (Eutric Podzoluvisols – Gleyic Podzoluvisols) и аллювиальных почвах (Fluvisols) Белоруссии. Таким образом, благодаря высокой буферной способности чернозема в отношении ТМ, существенно снижается подвижность урана в системе почва–растение.

Для наземных и водных растений был установлен диапазон фоновых значений доз их облучения радионуклидами урановых и ториевого семейств 0.02–0.7 μГр/ч [47].

Максимальные значения коэффициентов накопления в вегетативной массе исследованных растений наблюдались для K и Zn, которые считаются, соответственно, необходимым элементом питания и микроэлементом, минимальные – для ²³²Th, ²³⁵U, As и Co, являющегося фитотоксичным для растений даже в незначительных концентрациях и образующим в почве труднорастворимые соединения (оксиды, фосфаты). Значения КН ²³²Th варьировали для исследуемых видов луговых травянистых растений в диапазоне (1–5.6) × 10^–3 ; КН ²³⁸U – в пределах (7.5–12.9) × 10^–3, As (КН = (2.6–5.3) × 10^–3), Co (КН = (7.7–25.9) × 10^{– 3}), ¹³³Cs (3.5–63.0) × 10^–3, Pb (КН = (29–317) × 10^–3). Для остальных ТМ значения КН оказались существенно выше: Cu (1.8– 5.6) × 10^–1, Sr (2.5–7.5) × 10^–1, Cd (1.6–14.3) × 10^–1, Zn (4.6–11.4) × 10^–1 и K (7.0–20.9) × 10^–1. Неожиданно высокие значения коэффициентов накопления Cd для всех исследованных видов растений (КН = 0.16–1.43) свидетельствуют о чрезвычайно высокой миграционной способности этого токсиканта в системе почва–растение и, соответственно, высокой вероятности накопления его в продукции растениеводства и животноводства в опасных концентрациях при загрязнении им исследуемой почвы. Связано это с тем, что благодаря близости химических свойств механизмы корневого поглощения кадмия аналогичны механизмам поглощения цинка – важного для жизнедеятельности растений микроэлемента [3, 40].

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Проведено комплексное эколого-токсикологическое обследование ключевого участка, расположенного на территории Центрально-Черноземного заповедника им. В.В. Алехина на участке “Стрелецкая степь”, целью которого было изучение педогеохимического фона и получение основных биогеохимических показателей миграции радионуклидов и тяжелых металлов в системе почва–естественная степная растительность.

1. В ходе обработки данных по вертикальному распределению ¹³⁷Cs в исследуемом типичном черноземе были получены параметры конвективно-диффузионной модели вертикальной миграции радионуклида ¹³⁷Cs (D = 0.41 см²/год и v = 0.17 см/год). Сопоставление их с аналогичными параметрами, полученным при изучении вертикальной миграции ¹³⁷Cs глобальных выпадений в почвах (D = 0.3–2.2 см²/год и v = 0.1–1.0 см/год), показало, что по прошествии более 35 лет подвижность чернобыльского ¹³⁷Cs в почвах достаточно близка к мобильности радиоцезия глобальных (дочернобыльских) выпадений.
2. Миграционная способность в системе почва–степные растения радиоизотопа ⁴⁰K (КП = (20.9–62.5) × 10^–4 м²/кг) на порядок превышает миграционную способность ¹³⁷Cs (КП = (0.87–6.65) × 10^–4 м²/кг).
3. Индекс геоаккумуляции литогеохимический исследуемой почвы (I_geo-L) позволяет оценить уровень локального педогеохимического фона по сравнению с глобальным литогеохимическим фоном. Установлено, что для Co, Cu, Cs, Sr, Pb, Th, U, Zn (I_geo-L < 0). Это свидетельствуют об отсутствии загрязнения чернозема исследуемого участка этими элементами. В отношении Cd можно говорить о незначительном загрязнении (0 < I_geo-L < 1), а в отношении As – об умеренном загрязнении (1 < I_geo-L < 2). Поскольку исследовали территорию, где не велась хозяйственная деятельность с 1930 г., очевидно, мы имеем дело с повышенным педогеохимическим фоном в отношении Cd и As.
4. Индивидуальные значения индекса загрязнения (PI) исследуемой почвы тяжелыми металлами Cd, Cu, Pb, Zn и металлоидом As, представляющими особую опасность для человека и биоты, оказались <1. Это является свидетельством отсутствия загрязнения почвы этими поллютантами.
5. Биологическая доступность элемента в системе почва–растение зависит от его подвижности в почве и определяется величиной коэффициента накопления в вегетативной массе растений. По степени увеличения биологической доступности в системе почва–степные растения исследованные ТМ (включая радионуклиды) располагаются в следующий ряд: ²³²Th < As < ²³⁵U < Cs ≈ Co < Pb < Cu < Sr < Cd ≈ Zn < K.
6. Высокие значения коэффициентов накопления Cd для всех исследованных видов растений (КН = 0.2–1.4) свидетельствуют о чрезвычайно высокой миграционной способности этого токсиканта в системе почва–растение. Следовательно, ввиду высокой биологической доступности Cd, вероятность накопления его в продукции растениеводства и животноводства в опасных концентрациях велика даже при незначительном загрязнении Cd исследуемой почвы.

ФИНАНСИРОВАНИЕ РАБОТЫ

Тема госзадания № 5ф.6.4, проект МАГАТЭ CRP K41022.

КОНФЛИКТ ИНТЕРЕСОВ

Авторы заявляют, что у них нет конфликта интересов.

¹ Минералогический анализ выполнялся на кафедре химии почв МГУ им. М.В. Ломоносова Т.А. Соколовой и Е.И. Толпештой в 2010 г.

² Поскольку в качестве фонового содержания ТМ были взяты величины их кларков в литосфере по А.П. Виноградову, то KC представляют собой кларки концентрации ТМ – KK.

About the authors

V. S. Anisimov

Russian Institute of Radiology and Agroecology of the Kurchatov Institute

Author for correspondence.
Email: vsanisimov@list.ru
ORCID iD: 0000-0001-8493-3104
Russian Federation, Obninsk

S. V. Fesenko

Russian Institute of Radiology and Agroecology of the Kurchatov Institute

Email: vsanisimov@list.ru
Russian Federation, Obninsk

G. P. Glazunov

Central Chernozem State Natural Biosphere Reserve named after Professor V.V. Alyokhin

Email: vsanisimov@list.ru
Russian Federation, Zapovedny

L. N. Anisimova

Russian Institute of Radiology and Agroecology of the Kurchatov Institute

Email: vsanisimov@list.ru
Russian Federation, Obninsk

A. I. Sanzharov

Russian Institute of Radiology and Agroecology of the Kurchatov Institute

Email: vsanisimov@list.ru
Russian Federation, Obninsk

S. V. Korovin

Russian Institute of Radiology and Agroecology of the Kurchatov Institute

Email: vsanisimov@list.ru
Russian Federation, Obninsk

D. V. Krylenkin

Russian Institute of Radiology and Agroecology of the Kurchatov Institute

Email: vsanisimov@list.ru
Russian Federation, Obninsk

Yu. N. Korneev

Russian Institute of Radiology and Agroecology of the Kurchatov Institute

Email: vsanisimov@list.ru
Russian Federation, Obninsk

N. V. Novikova

Russian Institute of Radiology and Agroecology of the Kurchatov Institute

Email: vsanisimov@list.ru
Russian Federation, Obninsk

M. V. Mezina

Russian Institute of Radiology and Agroecology of the Kurchatov Institute

Email: vsanisimov@list.ru
Russian Federation, Obninsk

D. A. Zheltov

Institure of Nuclear Physics of the Kazakhstan Atomic Energy Committee

Email: vsanisimov@list.ru
Kazakhstan, Almaty

References

Supplementary files