Aggregated transfer factors of ⁹⁰Sr in woody plants in the zone

Толық мәтін

Изучение миграционных потоков радионуклидов в природных экосистемах требует оценки накопительных возможностей основных ее компонентов. Значения коэффициентов перехода радионуклидов из почв в растения очень важны для прогнозирования уровней загрязнения конкретных видов, а также связанных с ними звеньев биогеохимических цепей в загрязненных экосистемах. Первоначально в радиоэкологии базовое предположение заключалось в том, что перенос радионуклидов из почвы в растения описывается положительной линейной зависимостью при определенных условиях среды [1]. Дальнейшие исследования [2–5] показали, что накопление радионуклидов растениями зависит от их видовых особенностей и комплекса экологических факторов, главным образом от типа почв, уровня осадков и температуры.

Анализ литературных данных выявил фрагментарность информации по разным таксонам, преобладание исследований с небольшим числом точек отбора в пределах конкретных районов. Кроме того, нет единства в представлении материалов – в разных работах для оценки накопления радионуклидов использованы разные критерии: удельная активность образцов растений без связи с уровнями загрязнения почв, коэффициенты накопления, коэффициенты перехода, которые невозможно сравнивать.

В настоящее время появились работы [6–9], в которых показан нелинейный характер зависимости переноса радионуклидов из почвы в растения. Эта закономерность важна для моделирования процессов переноса радионуклидов по пищевым цепочкам и разработки контрмер [5]. Таким образом, противоречивые данные о диапазонах изменчивости факторов переноса радионуклидов из почв в растения и разные суждения о причинах, обусловливающих высокое разнообразие коэффициентов перехода, стимулируют продолжение исследований на эту тему.

Зона влияния ядерного предприятия (производственное объединение (ПО) “Маяк”) характеризуется большим разнообразием ландшафтов и почв, высоким флористическим и ценотическим богатством, широким градиентом радиоактивного загрязнения. Она является уникальным природным полигоном для исследований в области радиоэкологии, в частности для анализа причин изменчивости КП радионуклидов в растения. В качестве реперного радионуклида был выбран ⁹⁰Sr – основной загрязнитель зоны, возникшей в результате Кыштымской аварии на предприятии в 1957 г. Данных об этом радионуклиде в научной литературе значительно меньше, чем о ¹³⁷Cs, который является основным загрязнителем зон аварии на Чернобыльской и Фукусимской АЭС [10].

Цель данной работы – оценить диапазоны изменчивости коэффициентов перехода ⁹⁰Sr у разных видов древесных растений и выявить основные причины этой изменчивости, включая видовые особенности растений, режимы увлажнения почв, а также уровни плотности загрязнения почв в зоне влияния ПО “Маяк”.

МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ

Характеристика района исследования

ПО “Маяк” – одно из крупнейших ядерных предприятий России – было создано в 1948 г. Оно расположено в лесостепной зоне Южно-Зауральской провинции вблизи г. Кыштым (рис. 1). Климат умеренно континентальный, с продолжительной и холодной зимой (средняя температура января – −17 ^оС) и теплым, часто засушливым летом (средняя температура июля +18 ^оС). Среднегодовое количество осадков составляет 400–500 мм. В почвенном покрове преобладают различные подтипы серых лесных почв, черноземов и буроземов [11, 12]. В депрессивных формах рельефа (озерных понижениях, поймах рек, заболоченных пространствах) развиты дерновые, лугово-слоистые и лугово-болотные почвы разной степени оглеенности и оторфованности [12]. Все почвы реперных участков характеризуются слабокислым или нейтральным значением pH. Содержание гумуса в верхнем корнеобитаемом слое серых и темно-серых лесных почв составляет 22.0–30.4%, в черноземах – 5.1–13.9%, в буроземах – 7.5–7.8%, а содержание обменного Ca⁺² – 13.0–93.6, 23.0–44.0 и 18.2–20.0 мг-экв/100 г соответственно. Дерновые и лугово-слоистые почвы характеризуются содержанием гумуса 5.7–8.1%, обменного Ca⁺² – 19.2–37.3 мг-экв/100 г [12, 13].

 

Рис. 1. Схема района исследований. Участки: 1 – гидроморфные, 2 – автоморфные, 3 – населенные пункты; плотность загрязнения почв ⁹⁰Sr: 4 – 4 – 200 кБк/м^2, 5 – 201 – 69000 кБк/м^2.

 

В течение всего периода деятельности ПО “Маяк” прилегающие территории подвергались загрязнению аварийными и штатными выбросами техногенных радионуклидов, а также водными аэрозолями, сдуваемыми с промышленных водоемов [14, 15]. Радиоэкологическая ситуация в зоне влияния предприятия в хронологическом порядке определяется в основном двумя событиями: сбросом радиоактивных отходов в р. Течу (1949–1951 гг.) и Кыштымской аварией (1957 г.).

Река Теча вытекает из оз. Иртяш, принадлежит к крупнейшей в Западной Сибири Обь-Иртышской речной системе, ее протяженность составляет 240 км. В период 1949–1952 гг. было сброшено 76 млн м³ отходов общей радиоактивностью 10¹⁷ Бк, среди которых долгоживущие радионуклиды ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs составляли соответственно 11.6 и 12.2% [16]. В 1951–1964 гг. в верховье р. Течи был построен каскад искусственных водохранилищ, ограничивших поступление радионуклидов в реку. В настоящее время источником поступления радионуклидов в реку во время весеннего половодья являются Асановские болота, расположенные в верховье. С учетом радиоактивного распада запас ⁹⁰Sr в пойме р. Течи оценивается в 4.5×10¹² Бк. Максимальная плотность загрязнения пойменных почв ⁹⁰Sr составляет 928 кБк/м^2, показатели снижаются с увеличением расстояния от источника загрязнения [17].

Восточно-Уральский радиоактивный след сформировался 29 сентября 1957 г. в результате взрыва емкости с радиоактивными отходами на ПО “Маяк”. Эта так называемая Кыштымская авария по международной шкале ядерных событий относится к 6-му уровню, уступая лишь авариям на АЭС в Чернобыле и Фукусиме, получившим статус 7-го уровня [18]. Общий выброс радионуклидов оценивался в 7.4×10¹⁷ Бк, из них около 10% поднялось в атмосферу и, выпадая из облака, загрязнило территорию площадью 23 000 км² (см. рис. 1).

В выпадениях преобладали короткоживущие радионуклиды, а из долгоживущих изотопов наибольший вклад в загрязнение зоны внес ⁹⁰Sr [19, 20]. В настоящее время интегральные запасы ⁹⁰Sr в почвах ВУРСа составляют по разным источникам (2.1–4.4)×10¹⁴ Бк c интервалом неопределенности (1.0–5.0)×10¹⁴ Бк, а ¹³⁷Cs – 66.1×10¹² Бк [21–23]. Градиент загрязнения почв очень широк: по мере удаления от эпицентра аварии на расстояние от 6 до 40 км запас ⁹⁰Sr изменяется вдоль центральной оси с 69 МБк/м² до 100 кБк/м^2, подчиняясь экспоненциальной функции (y = a·e^–bx), и далее до фоновых значений (1–4 кБк/м²) [23]. В поперечных сечениях от центральной оси к перифериям плотность загрязнения почв радионуклидами также уменьшается на несколько порядков величин [14, 23]. Высокая неоднородность загрязнения почв отмечена и на микроуровне: в пределах небольших однородных площадок (400–1000 м²) плотность загрязнения может различаться более чем на порядок величин [24, 25].

В 1967 г. территория ВУРСа была загрязнена повторно. В засушливое лето водная поверхность оз. Карачай, которое использовалось предприятием в качестве открытого хранилища жидких радиоактивных отходов среднего уровня, сильно уменьшилась, обнажив дно и пологие берега. Мелкий песок и ил, загрязненные радионуклидами, поднимались ветрами и разносились на большие расстояния, формируя пятнистое загрязнение местности [16, 21]. Основным загрязнителем (75%) был ¹³⁷Cs: его поступление в окружающую среду по официальным данным оценивалось как 2.2×10¹³ Бк, по другим источникам объем поступления был в 1.5–2 раза больше [21]. В 2000 г. начались работы по рекультивации берегов озера, в 2015 г. оз. Карачай было полностью ликвидировано [15].

Методы отбора проб почв, растений и их камеральная обработка

Отбор образцов в наземных экосистемах проводили с учетом путей поступления радионуклидов и ландшафтно-географических особенностей региона [4]. Анализ литературных и собственных данных показал, что плотность загрязнения почв может влиять на КП радионуклидов в растения [6, 8, 9, 26, 27]. Учитывая это обстоятельство, для снижения изменчивости КП территорию ВУРСа ранжировали по плотности загрязнения почв ⁹⁰Sr – были выделены импактная (200–69 000 кБк/ м²) и буферная (4–200 кБк/м²) зоны. Пойму р. Течи также условно разделили на участки, считая их аналогичными по уровням загрязнения почв импактной (среднее течение) и буферной (нижнее течение) зонам ВУРСа.

В качестве контрольных участков использовали территории с плотностью загрязнения почв ⁹⁰Sr 0.8–4.0 кБк/м^2. Эти уровни не превышают фоновых значений для Уральского региона в целом [14, 17].

На разных расстояниях от источников загрязнения выделяли реперные участки с однородным рельефом, неповрежденными почвенным покровом и растительностью. На каждом участке закладывали по три почвенных разреза, располагая их по углам треугольника со стороной 10 м. Пробы почв отбирали слоями мощностью 5–10 см с учетом площади до глубины 20–40 см. Около разрезов отбирали пробы древесных растений: крупные и мелкие ветви, листья/хвою, семена, шишки и спил из нижней части ствола (на высоте 25–50 см). Образцы стволов разделяли на кору и древесину. Исследованы наиболее часто встречающиеся виды древесных растений: береза повислая (Betula pendula Roth.), сосна обыкновенная (Pinus sylvestris L.), осина (Populus tremula L.), ива ломкая (Salix fragilis L.) и ива пятитычинковая (Salix pentandra L.). Все образцы высушивали до воздушно-сухого состояния, взвешивали, измельчали и озоляли при температуре 450 ^оC. Содержание золы оценивали в процентах от сухого веса образцов.

Метод определения ⁹⁰Sr

Определение ⁹⁰Sr в образцах проводили радиохимическим способом по аттестованной методике [28], которая основана на выщелачивании радионуклидов 6N HCl, выделении ⁹⁰Y в форме оксалатов, хроматографическом отделении сопутствующих иттрию изотопов тория и церия, окончательной очистке путем повторного осаждения оксалата иттрия и приготовлении счетного образца в стандартной кювете. Радиохимический выход ⁹⁰Y контролировали весовым методом по количеству изотопного носителя (стабильного иттрия). Измерение β-активности проводили на малофоновой установке УМФ-2000 с нижним пределом обнаружения 0.2 Бк/кг при статистической ошибке измерений не более 10%.

Расчет коэффициентов перехода

Поступление радионуклидов в органы растений оценивали, используя удельную активность образцов. Для сравнения накопительной способности растений применяли коэффициенты перехода радионуклида (КП), рекомендованные МАГАТЭ. Величину КП (м²/кг) рассчитывали как отношение удельной активности радионуклида в организме (Бк/кг сухой массы) к плотности загрязнения 0–40 см слоя почвы (Бк/м²) [29].

Статистический анализ данных

Достоверность результатов достигали исследованием всех образцов полевого материала в 2–4 повторностях, а также представительными по массе пробами. Для анализа данных рассчитывали среднее значение и стандартное отклонение. Для проверки статистических гипотез использовали t-критерий Стьюдента и корреляционный анализ Спирмена (R_S). Все расчеты проведены с помощью программы STATISTICA 10.0.

РЕЗУЛЬТАТЫ

Накопление ⁹⁰Sr деревьями на автоморфных элементах рельефа в зоне влияния ПО “Маяк”

На автоморфных участках зоны ВУРСа диапазон плотности загрязнения почв и концентраций ⁹⁰Sr в растениях составляет 4–5 порядков величин [6, 8]. Использование КП как относительной величины снижает диапазон изменчивости оценок накопительной способности растений до двух порядков величин (табл. 1). Ранжирование территории по плотности загрязнения почв позволяет еще уменьшить диапазоны КП, характеризующие разные участки зоны. На основании полученных данных можно заключить, что КП ⁹⁰Sr значимо (t_St от 4.0×10^–4 до 1.22×10^–11) уменьшаются с ростом уровня загрязнения почв, при этом КП в контроле на порядок величин выше, чем в импактной зоне (см. табл. 1).

 

Таблица 1. Накопление ⁹⁰Sr деревьями на автоморфных участках в зоне ВУРСа

Вид	Фракции	Зола, %	КП, 10–3 м2/кг
			Импакт	Буфер	Контроль	min–max
	Семена	3.8 ± 0.4	1.9 ± 0.1	4.2 ± 0.8	–	1.8–4.2
	Листья	5.4 ± 0.5	3.5 ± 1.9	10.1 ± 5.3	33.3 ± 17.9	1.6–64.9
Betula	Мелкие ветви	2.7 ± 0.6	3.5 ± 1.7	16.0 ± 12.4	30.8 ± 6.8	1.5–37.1
pendula	Крупные ветви	2.4 ± 0.3	2.6 ± 1.4	8.7 ± 3.1	16.6 ± 8.6	1.1–28.8
	Ствол	0.6 ± 0.2	1.4 ± 1.2	6.2 ± 1.2	7.6 ± 2.4	0.6–11.7
Pinus sylvestris	Семена	7.5 ± 0.4	0.6 ± 0.2	–	–	0.5–0.7
	Шишки	0.6 ± 0.1	0.08 ± 0.02	0.09 ± 0.04	0.27	0.05–0.27
	Хвоя	2.3 ± 0.3	0.9 ± 0.5	1.8 ± 0.8	6.9 ± 3.3	0.1–14.3
	Мелкие ветви	1.8 ± 0.4	1.2 ± 0.5	1.8 ± 1.2	8.6 ± 3.3	0.6–13.9
	Крупные ветви	1.1 ± 0.1	0.7 ± 0.2	1.5 ± 1.1	12.5 ± 11.2	0.2–28.5
	Ствол	0.6 ± 0.2	0.6 ± 0.4	1.6 ± 1.1	16.9 ± 8.9	0.2–31.8
Salix pentandra	Листья	8.3 ± 1.7	14.3	7.4 ± 0.4	28.4 ± 3.2	7.1–32.1
	Ветви	3.8 ± 0.9	6.6	7.9 ± 4.9	14.5 ± 1.0	4.4–14.6
	Ствол	3.2 ± 0.1	6.3	–	15.9 ± 1.5	4.4–17.0

 

Распределение ⁹⁰Sr по органам изученных деревьев имеет сходный характер. По величинам КП их можно выстроить в следующий ряд: листья(хвоя) ≥ мелкие ветви > крупные ветви ≥ ствол ≥ репродуктивные органы. Лиственные породы, как правило, накапливают ⁹⁰Sr в больших количествах, чем сосна. КП радионуклида в вегетативных органах деревьев коррелируют с зольностью (R_S = 0.812–0.476 при p = 0.05).

В табл. 2 показаны масса фракций стволов березы и сосны, их зольность, доля накопленного в разных органах ⁹⁰Sr и коэффициенты перехода. Массовая доля коры у молодых и старых деревьев березы составляет 17.45 и 17.92%, ее зольность в 3–6 раз выше по сравнению с древесиной, и соответственно доля аккумулированного в коре ⁹⁰Sr у молодых деревьев достигает 45%, а у старых – 52%. У сосны массовая доля коры с возрастом снижается от 24.84 до 6.62%, ее зольность в 6–10 раз выше, чем древесины. У молодых деревьев доля ⁹⁰Sr, аккумулированного в коре, достигает 48%, а у старых – 25%. Для обоих видов деревьев КП ⁹⁰Sr в коре в 3–4 раза выше, чем в древесине (t_St от 0.002 до 0.006).

 

Таблица 2. Характеристика фракций стволов березы и сосны разного возраста, произрастающих на автоморфных почвах импактной зоны ВУРСа, и распределение в них ⁹⁰Sr

Фракция ствола	Возраст, лет	n*	Масса фракции (возд.-сухое вещество), %	Зольность, %	Содержание 90Sr, %	КП, 10–3 м2/кг
Береза
Кора	19–26	4	17.45 ± 2.75	1.58 ± 0.33	45.28 ± 10.97	3.17 ± 1.61
	64–69	6	17.92 ± 1.97	2.78 ± 0.01	52.23 ± 18.69	2.81 ± 1.09
Древесина	19–26	4	82.55 ± 2.75	0.43 ± 0.12	54.71 ± 10.99	0.71 ± 0.17
	64–69	6	82.08 ± 1.97	0.42 ± 0.04	47.76 ± 18.69	0.64 ± 0.36
Ствол **	19–26	4	100	0.58 ± 0.19	100	1.09 ± 0.20
	64–69	6	100	0.84 ± 0.13	100	1.01 ± 0.28
Сосна
Кора	20–26	7	24.84 ± 4.07	2.02 ± 0.54	48.32 ± 15.79	1.51 ± 0.86
	70–110	5	6.62 ± 2.90	2.44 ± 0.89	25.45 ± 3.94	1.36 ± 0.62
Древесина	20–26	7	75.15 ± 4.07	0.31 ± 0.02	51.67 ± 15.79	0.44 ± 0.24
	70–110	5	93.37 ± 2.90	0.25 ± 0.04	74.54 ± 3.94	0.42 ± 0.10
Ствол **	20–26	7	100	0.74 ± 0.20	100	0.76 ± 0.40
	70–110	5	100	0.36 ± 0.10	100	0.49 ± 0.17

*n – размер выборки; ** – ствол без разделения на кору и древесину.

 

Сравнение наших результатов с коэффициентами перехода, рассчитанными по данным работы [30], полученными в 1991 г. для почв естественного сложения буферной зоны ВУРСа (серая лесная почва) и за его пределами (бурая лесная почва), показывает, что накопление ⁹⁰Sr сосной и березой практически не изменилось с течением времени (табл. 3).

 

Таблица 3. Изменение накопления ⁹⁰Sr деревьями с течением времени

Вид	КП, 10–3 м2/кг				Год отбора, источник
	листья/хвоя	ветви	кора	древесина
Буфер
Betula pendula	7.8 ± 0.7	17.3 ± 0.7	19.2 ± 1.0	2.8 ± 0.2	1991, [30]
	12.8 ± 8.2	16.0 ± 12.4	10.0 ± 1.7	2.3 ± 0.5	2020, сд*
Контроль
Pinus sylvestris	11.8 ± 7.0	9.4 ± 1.8	8.2 ± 0.6	1.8 ± 0.6	1991, [30]
	7.2 ± 4.8	10.4 ± 4.3	16.7 ± 6.9	0.8 ± 0.4	2011–2012, сд
Betula pendula	30.0 ± 3.5	21.2 ± 1.8	16.5 ± 1.2	4.1 ± 0.6	1991, [30]
	33.7 ± 19.3	34.2 ± 4.1	16.7 ± 6.8	2.7 ± 1.4	2011–2012, сд

*сд – собственные данные.

 

Анализ литературных данных и наших результатов свидетельствует о том, что плотность загрязнения почвы является хорошим предиктором для оценки уровня загрязнения растений. На рис. 2 приведены обобщенные данные о накопительных способностях различных органов березы и сосны, произрастающих в градиенте загрязнения на автоморфных почвах зоны ВУРСа. Согласно рис. 2, с ростом уровня загрязнения почв КП уменьшаются.

 

Рис. 2. Зависимость КП ⁹⁰Sr в разные органы сосны (а) и березы (б) от плотности загрязнения почв ВУРСа: 1 – листья/хвоя, 2 – мелкие ветви, 3 – крупные ветви, 4 – ствол.

 

Математические расчеты показали, что зависимость накопления радионуклидов растениями от плотности загрязнения почв автоморфных участков ландшафта описывается наиболее корректно не линейной, а степенной функцией y = a·x^–b. Значения КП на наиболее загрязненных участках меньше на порядок величин по сравнению с фоновыми выборками. В табл. 4 приведены коэффициенты соответствующих уравнений регрессии (a, b) и коэффициенты детерминации (R²).

 

Таблица 4. Параметры уравнений регрессии y = a·x^–b для КП ⁹⁰Sr в надземные органы березы и сосны (y, 10^–3м²/кг) в зависимости от плотности загрязнения почв (x, кБк/м²)

Органы	Betula pendula			Pinus sylvestris
	a	–b	R2	a	–b	R2
Листья/хвоя	23.81	–0.21	0.74	4.98	–0.24	0.69
Мелкие ветви	14.21	–0.18	0.54	5.84	–0.23	0.62
Крупные ветви	14.22	–0.18	0.63	4.15	–0.25	0.55
Ствол	7.15	–0.23	0.74	11.09	–0.36	0.79

 

Накопление радионуклидов деревьями на гидроморфных участках зоны ВУРСа и в пойме р. Течи

На гидроморфных участках импактной зоны ВУРСа характер распределения радионуклида по органам деревьев был такой же, как и на автоморфных: наименьшие КП ⁹⁰Sr отмечены в шишках и древесине (табл. 5). Береза и осина накапливают ⁹⁰Sr одинаково, а сосна в меньшей степени, чем лиственные деревья. Сравнение данных табл. 1, 2 и 5 показывает, что коэффициенты перехода ⁹⁰Sr на гидроморфных участках, как правило, в 2–4 раза выше, чем на автоморфных.

 

Таблица 5. Накопление ⁹⁰Sr фракциями деревьев на гидроморфных элементах рельефа импактной зоны ВУРСа

Органы	КП, 10–3м2/кг
	Populus tremula	Betula pendula	Pinus sylvestris
Листья/хвоя	12.3 ± 1.5	15.7 ± 13.0	2.1 ± 1.0
Мелкие ветви	8.9 ± 1.2	10.7 ± 10.4	3.1 ± 1.7
Крупные ветви	14.7 ± 1.4	5.8 ± 2.8	2.1 ± 1.2
Кора	16.7 ± 4.0	10.3 ± 4.7	4.9 ± 2.1
Древесина	1.9 ± 0.5	2.3 ± 2.1	1.2 ± 0.3
Шишки	–	–	0.20 ± 0.02
Ствол	6.4 ± 1.5	3.7 ± 1.2	1.0 ± 0.11

 

В зоне влияния радиоактивных сбросов в р. Течу характер распределения радионуклидов по органам деревьев не изменяется (табл. 6). Несмотря на то, что плотности загрязнения ⁹⁰Sr пойменных почв р. Течи в среднем (200–700 кБк/м²) и нижнем (10–200 кБк/м²) течении различаются, малое количество данных и высокая вариабельность не позволяют выявить достоверных различий между накоплением ⁹⁰Sr деревьями на этих участках поймы реки. Максимальные КП наблюдаются в образцах Larix sibirica, собранных П.И. Юшковым в 2005 г. [31]. Сравнение КП в разных частях Betula pendula на гидроморфных участках импактной зоны ВУРСа и среднего течения поймы р. Течи (см. табл. 5 и 6) свидетельствует о том, что различия недостоверны.

 

Таблица 6. Накопление⁹⁰Sr фракциями деревьев в пойме р. Течи

Вид	КП,10–3 м2/кг				Год отбора, источник
	листья/ хвоя	ветки	кора	древесина
Нижнее течение р. Течи
Pinus sylvestris	0.9 ± 0.6	1.8 ± 1.3	3.1 ± 1.4	0.8 ± 0.5	2005, [31]
Pinus sylvestris	2.2 ± 0.7	3.3 ± 0.9	–	–	cд*, 2010
Larix sibirica	22.0	8.9	7.7 ± 0.9	5.9 ± 0.4	2005, [31]
Betula pendula	3.5	3.2	0.9 ± 0.5	0.3 ± 0.1	2005, [31]
Salix fragilis	8.7 ± 3.0	8.9 ± 5.1	–	–	сд, 2010
Среднее течение р. Течи
Betula pendula	6.0 ± 2.6	6.6 ± 2.6	–	–	сд, 2010
Salix fragilis	10.0 ± 4.2	7.2 ± 2.5	–	–	сд, 2010

*сд – собственные данные.

 

ОБСУЖДЕНИЕ

Загрязнение зоны влияния ПО “Маяк” формировалось разными путями из различных источников. Зона ВУРСа загрязнена аварийными выпадениями радионуклидов из атмосферы, а р. Теча – в результате сброса жидких радиоактивных отходов. Кроме того, следует учитывать штатные газоаэрозольные выбросы предприятия, которые продолжаются с начала его работы (1948 г.) и по настоящее время. Скорость и масштабы миграционных процессов на разных участках зоны зависят от типа экосистем, физико-химической формы радионуклидов, комплекса почвенных и погодно-климатических условий [3, 20]. Многочисленные попытки ранжировать растения по накопительной способности с помощью удельной активности не привели к однозначным выводам, унифицированными характеристиками являются коэффициенты перехода, учитывающие плотность загрязнения почв. Полученные ряды сильно изменялись в зависимости от ландшафтных, почвенных и метеорологических условий [32, 33]. Кроме того, высокая гетерогенность радиоактивного загрязнения природных биоценозов затрудняет анализ накопительной способности растений [24, 25].

Спустя более 60 лет после аварийных ситуаций в зоне влияния ПО “Маяк” характер распределения ⁹⁰Sr в надземных органах древесных растений, произрастающих в градиенте загрязнения ВУРСа, в пойме р. Течи и на контрольных участках, схож. Максимальные КП ⁹⁰Sr наблюдаются в активно растущих органах (хвоя, листья, мелкие ветки), минимальные – в одревесневших частях растений и генеративных органах. Различия сильнее выражены у березы, чем у сосны. Все органы березы и осины накапливают больше ⁹⁰Sr, чем сосна, поскольку эти лиственные породы относятся к кальциефильным видам, а ⁹⁰Sr является химическим аналогом Са [20]. Такой тип распределения ⁹⁰Sr в деревьях складывается с течением времени на всех загрязненных территориях на стадии преобладания у растений корневого поглощения радионуклидов [29, 34].

Изучение распределения ⁹⁰Sr в стволах березы и сосны показало, что КП ⁹⁰Sr для коры гораздо выше, чем для древесины. При этом в стволах березы независимо от возраста деревьев ⁹⁰Sr распределяется между корой и древесиной примерно поровну. Подобное распределение может быть нарушено при появлении в стволе ложной сердцевины – в этом случае накопление ⁹⁰Sr древесиной деревьев увеличивается [8, 35]. Для сосны отмечено снижение доли коры с возрастом и соответственно снижение относительного содержания радионуклида в ней.

Изменение КП с течением времени определяется биологической доступностью радионуклида в почве. Имеются данные, свидетельствующие как о снижении корневого поступления ⁹⁰Sr в растения с течением времени, так и об отсутствии изменений либо даже повышении подвижности радионуклида в отдельные годы [3, 32]. По-видимому, накопление радионуклида растениями и изменение КП со временем определяются комплексом свойств почв и влиянием климатических факторов [3]. Отсутствие временно́й зависимости величины КП ⁹⁰Sr, обнаруженное на автоморфных элементах рельефа буферной территории ВУРСа и контрольных участках, свидетельствует о длительном сохранении уровня биологической доступности радионуклида в почвах.

Различия водного режима на автоморфных и гидроморфных участках ландшафта могут влиять на КП ⁹⁰Sr для разных видов растений. На примере аварийной зоны Чернобыльской АЭС показано, что увеличение влажности и плодородия почв приводит к уменьшению накопления ⁹⁰Sr деревьями [3, 36]. В наших исследованиях КП у деревьев, произрастающих на автоморфных почвах импактной зоны ВУРСа, были ниже, чем на гидроморфных. По-видимому, повышение КП на гидроморфных участках происходит в результате влияния комплекса физико-химических свойств почв, превышающего эффект от увеличения влажности почв. Так, маломощные дерновые и лугово-слоистые почвы гидроморфных участков береговой зоны озер характеризуются меньшим плодородием (содержание гумуса, Са), чем серые и темно-серые лесные почвы, наиболее распространенные на автоморфных элементах ландшафта [12, 13].

Широкий диапазон плотности загрязнения территории ВУРСа (1–69 000 кБк/м²) позволил нам выявить нелинейную зависимость накопления радионуклидов древесными растениями. Работы, в которых показана нелинейная связь между накоплением радионуклидов растениями и плотностью загрязнения почв, единичны [7–9, 37]. Феномен не является следствием разной подвижности радионуклидов в почвах, поскольку на территории ВУРСа и прилежащих участках почвенный покров однотипен. Более того, содержание подвижных форм радионуклидов в почвах ВУРСа может быть выше, чем на контрольных территориях [38, 39].

Причиной относительного снижения поступления радионуклида в надземную массу растений может быть радиационное поражение корней. Высокие дозовые нагрузки на корневую систему могут привести к уменьшению поступления радионуклида в растения [37]. Нами показано, что большая часть ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs через 60 лет после аварии находится в верхнем 20-см слое почвы [40–41] и создает радиационную нагрузку на корневые системы, превышающую фоновые значения на 3–4 порядка величин [42]. Кроме того, на территориях с уровнем загрязнения почв, близким к фоновым, значимым фактором может быть относительно больший вклад аэрального загрязнения растений, который становится пренебрежимо малым на импактных участках [43].

В ряде работ при выборе растений для фиторемедиации радиоактивно загрязненных территорий авторы используют принципы экотоксикологии [44, 45]. У разных видов растений обнаружена непрямая зависимость накопления тяжелых металлов от их концентрации в почвах, которая связана со способностью структур корня ограничивать поступление больших количеств токсикантов в надземные органы [46]. Следует учитывать, что весовые количества стабильных элементов в окружающей среде значительно выше, чем радиоактивных изотопов, и не ясны механизмы, обеспечивающие сходство зависимости КП от уровня загрязнения почв. Возможно, ионизирующие излучения, образующиеся при распаде радионуклидов, индуцируют у растений биохимические реакции, снижающие накопление при высоких уровнях загрязнения. Так, в опытах с рисом, выращенным в условиях повышенной УФ-радиации, были выделены растения с низкой способностью к накоплению Cd. Эффект был связан с разными мутациями гена OsNRAMP5, который кодирует естественный ассоциированный с устойчивостью протеин-макрофаг [47]. Этот вопрос нуждается в дальнейшем изучении.

Анализ данных показывает, что величины КП ⁹⁰Sr, полученные для древесных растений на территории Урала с низким уровнем загрязнения (буферная зона, контроль), соответствуют диапазонам, установленным МАГАТЭ для территорий России и Украины, загрязненных в результате аварии на ЧАЭС, а при более высоких показателях плотности загрязнения почв КП были ниже [33]. Было бы целесообразно рекомендовать МАГАТЭ провести ревизию КП ⁹⁰Sr в древесные растения с учетом плотности загрязнения почв.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Спустя более 60 лет после событий, обусловивших радиоактивное загрязнение обширных территорий в зоне влияния ПО “Маяк”, установлен схожий характер распределения ⁹⁰Sr в надземных органах деревьев, произрастающих в градиенте загрязнения и на фоновых участках. Накопительная способность листьев/хвои была выше, чем осевых органов и древесины. Разные органы лиственных пород накапливают ⁹⁰Sr больше, чем у сосны. Однозначного влияния водного режима на накопление радионуклида деревьями выявить не удалось из-за различий физико-химических свойств почв на гидроморфных и автоморфных участках.

Зависимость коэффициентов перехода ⁹⁰Sr в древесные растения от плотности загрязнения почв описывается степенной функцией, следовательно плотность загрязнения почв необходимо учитывать при оценке накопительной способности растений. Величины КП ⁹⁰Sr на фоновых участках и буферных территориях зоны влияния ПО “Маяк” соответствуют диапазонам изменчивости показателя, установленным МАГАТЭ, а на импактных участках ВУРСа значения КП этого радионуклида, как правило, ниже.

ФИНАНСИРОВАНИЕ РАБОТЫ

Работа выполнена в рамках государственного задания Института экологии растений и животных УрО РАН (№ 122021000077-6).

СОБЛЮДЕНИЕ ЭТИЧЕСКИХ СТАНДАРТОВ

Настоящая статья не содержит исследований с участием людей или животных в качестве объектов изучения.

КОНФЛИКТ ИНТЕРЕСОВ

Авторы данной работы заявляют, что у них нет конфликта интересов.

Авторлар туралы

L. Mikhailovskaya

Institute of Plant and Animal Ecology, Ural Branch, Russian Academy of Sciences

Email: pozolotina@ipae.uran.ru
Ресей, 620144, Ekaterinburg

V. Pozolotina

Institute of Plant and Animal Ecology, Ural Branch, Russian Academy of Sciences

Хат алмасуға жауапты Автор.
Email: pozolotina@ipae.uran.ru
Ресей, 620144, Ekaterinburg

Z. Mikhailovskaya

Institute of Plant and Animal Ecology, Ural Branch, Russian Academy of Sciences

Email: pozolotina@ipae.uran.ru
Ресей, 620144, Ekaterinburg

Әдебиет тізімі

Қосымша файлдар