CC BY
260
УДК 550.42:546.027 © 2012: А.В. Бахвалов, Г.В. Лаврентьева, Б.И. Сынзыныс; ФНИ «XXI век»
БИОГЕОХИМИЧЕСКОЕ ПОВЕДЕНИЕ 90Sr В НАЗЕМНЫХ И ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМАХ
А.В. Бахвалов, Г.В. Лаврентьева, Б.И. Сынзыныс
Обнинский институт атомной энергетики, Обнинск, Россия
Эл. почта: AndrewBakhvalov@gmail.com; Lavrentyeva_G@list.ru; synzynys@obninsk.ru Статья получена редакцией 27.03.2012, принята к печати 21.05.2012
На основании изученных литературных источников выявлены основные особенности биогеохимического поведения радиоактивного изотопа стронция 90Sr в почвах, растениях и водных объектах. Обобщены основные факторы, влияющие на миграцию радионуклидов в сухопутных и водных объектах биосферы. Отмечено, что, кроме абиогенных факторов окружающей среды, большое влияние на поведение радионуклида оказывают физико-химические свойства самого элемента, агрохимические характеристики почв и физико-химические характеристики водных объектов. Описана особая роль растений и их жизнедеятельности в миграционных процессах радионуклидов. Отмечено, что поглощение радионуклидов растениями зависит от различий в строении, глубине и архитектуре корневой системы, степени микоризации, скорости роста корней и конкуренции ионов в ризосфере растений, а также от видовых особенностей растений. Отмечены различия в накоплении радиоактивного стронция пресноводными и морскими организмами. Ключевые слова: 90Sr, сорбция, биогеохимическое поведение, почва, пресноводная экосистема, морская экосистема.
BIOGEOCHEMICAL BEHAVIOR OF 90Sr IN TERRESTRIAL AND AQUEOUS
ECOSYSTEMS A.V. Bakhvalov, G.V. Lavrent'yeva, B.I. Synzynys
Obninsk Institute of Nuclear Energetics, Obninsk, Russia
E-mail: AndrewBakhvalov@gmail.com; Lavrentyeva_G@list.ru; synzynys@obninsk.ru
Published data were reviewed to delineate the main features of the biogeochemical behavior of 90Sr in soils and water and of its accumulation in terrestrial and aqueous plants and animals with regard to the general factors influencing radionuclide migration in the biosphere, which include the abiogenic environmental factors, physicochemical properties of an element, the agrochemical characteristics of soil, and physicochemical properties of aqueous objects. The special role of plants in radionuclide migration is emphasised. Radionuclide absorption by plants depends on the structure, depth, and architecture of their rootage, mycorhization, root growth rate, and competition between ions in the rhizosphere and, also, on species-specific characteristics. Differences between terrestrial and aqueous organisms in their abilities to accumulate radioactive strontium are emphasized.
Keywords: 90Sr, sorption, biogeochemical behavior, soil, freshwater ecosystems, seawater ecosystems.
Введение
Следствием нарастающей техногенной нагрузки на биосферу является присутствие искусственных радионуклидов в окружающей среде. Источником их поступления явились нештатные и аварийные ситуации на предприятиях атомной промышленности, утечки из временных или постоянных хранилищ радиоактивных отходов, испытания ядерного оружия. Их опасность для биоты и человека связана с действием ионизирующих излучений различного энергетического спектра на организм. Из огромного числа радионуклидов, генерируемых человеком в процессе его деятельности и попадающих из разных источников в окружающую среду, многие представляют опасность для человека и биосферы в целом. В первую очередь, это биологически значимые радионуклиды, в число которых входят радиоактивные изотопы Sr. Радиоактивные изотопы стронция не встречаются в природе, они образуются как побочные продукты деления ядер 235и, 238и или 239Ри. Из радиоактивных изотопов стронция известны нуклиды с массовыми числами 77-83, 85, 89-99. Наиболее значительными изотопами Sr считаются: 9^г (период полураспада 29 лет) и 8^г (период полураспада 50,5 дней), которые распадаются с испусканием бета-частиц. Из-за различий в периодах по-
лураспада соотношение 8^г:9^г постоянно меняется во времени. Так, например, в начальный период после испытания ядерного оружия в выпадениях преобладает 8^г, а затем 9^г [7]. Так как период полураспада 8^г достаточно мал, следует рассмотреть более подробно биогеохимическое поведение долгоживущего радионуклида 9^г. Являясь аналогом жизненно важного элемента Са, 9^г способен замещать его в химических соединениях, наиболее активно включаться в сельско -хозяйственные цепочки миграции и с пищевыми продуктами растительного и животного происхождения поступать в организм человека.
Следует отметить, что биологическое действие радиоактивного стронция многообразно и связано с путем поступления радионуклида, его распределением в организме, химической формой и характером формируемых доз. 90Бг, являясь остеотропным биологически опасным элементом, откладывается и прочно закрепляется преимущественно в скелете; в мягких тканях задерживается не менее 1% радионуклида, поступающего в организм [10, 31]. В организм животного или человека 90Бг в основном попадает с загрязненными продуктами питания. Ингаляционный путь имеет меньшее значение. Растворимые соединения стронция легко всасываются в кишеч-
нике. Резорбция радионуклида зависит от возраста, физиологического состояния, характера питания и содержания кальция в рационе питания и чаще всего происходит очень медленно. Активнее всего 90Бг всасывается у детей, чей скелет еще находится в стадии роста. 90Бг, накопившийся в скелете, подвергает кости и заключенный в них костный мозг, являющийся органом кроветворения, постоянному облучению [7, 34]. Величины поглощенных доз и время их формирования различны, что связано с большим периодом полураспада 90Бг (энергия Р-распада 0,55 МэВ), а также с высокой активностью его дочернего радионуклида - 9СТ (энергия Р-распада 2,26 МэВ). Результатом подобного хронического облучения может стать лучевая болезнь или опухоль кроветворной и костной ткани. Важно также, что 90Бг проявляет еще и токсическое действие на живые организмы. Так, его избыточное содержание в организме может привести к развитию уровской болезни (болезнь Кашина-Бека), проявляющейся в различных заболеваниях суставов, повышенной ломкости и уродстве костей или к стронциевому рахиту, развивающемуся у детей при недостатке кальция в пище. Если радиоактивные соединения стронция попадают в организм с воздухом, патологические изменения возникают в легких: развивается фиброз - заболевание, при котором в легких утолщаются межальвеолярные перегородки, проявляются нарушения в режиме дыхания, возникает одышка, частый кашель, бронхиты, сердечная недостаточность [7, 34].
Очевидна необходимость изучения биогеохимических закономерностей миграционных процессов радионуклидов и, в частности, стронция в различных природных средах с целью разработки методов снижения радиационной нагрузки на биоту и население. Однако изучать поведение радионуклидов и их биологическое действие в масштабах всей биосферы является весьма трудной задачей, поэтому целесообразно рассматривать ее отдельные компоненты. Данная работа посвящена обобщению факторов разного генезиса, которые оказывают влияние на процессы миграции радиоактивного стронция в наземных экосистемах (системе почва-растение) и пре -сноводных водоемах.
Поведение 9^г в системе почва-растения-животные
Почва выступает в качестве природного буфера, способного контролировать перенос химических элементов и их соединений в атмосферу, гидросферу и живое вещество. Все поступающие в атмосферу химические элементы в конечном итоге попадают на поверхность почвы, после чего их судьба зависит от ее химических и физических свойств. Наиболее важными факторами, контролирующими поведение радионуклидов в системе почва-растения, являются: физико-химические характеристики химического элемента, свойства почв, особенности строения и генетические признаки растений.
Физико-химические свойства химического элемента, такие как заряд его ионов, ионный радиус, поляризуемость, склонность к гидратации и гидролизу, а также способность образовывать устойчивые комплексные соединения, определяют механизмы связывания и удерживания ионов почвами, их способность к переходу из твердой фазы в почвенный раствор, а
также способность включаться в процессы миграции по профилю почвы и поглощаться корнями растений.
Важным аспектом для описания поведения радионуклидов в почвах являются биологические функции этого элемента в биосфере. Так как биологические функции стронция, а также его токсическое действие еще до конца не выявлены, следует обратить внимание на то, есть ли среди его химических аналогов эле -менты, которые имеют важные физиологические функции и являются биогенными элементами биосферы. Биохимические и геохимические свойства Sr очень близки к свойствам Са, поэтому в природных условиях Бг часто ассоциируется с Са и поступает в ткани живых организмов. Отношение Бг/Са в биосфере относительно постоянно. Также следует отметить, что радионуклиды искусственного происхождения являются достаточно новыми компонентами экосистем, и их содержание в природных объектах обычно крайне незначительно, поэтому они не способны самостоятельно образовывать твердую фазу, и, следовательно, их поведение будет сильно зависеть от наличия и концентрации их химических аналогов в почве [5].
По своим химическим свойствам радиоактивный стронций мало отличается от стабильного, поэтому он, как и природный стронций, входит в состав животных организмов и растений. Будучи аналогом кальция, стронций откладывается и прочно закрепляется преимущественно в скелете. Например, 90Бг, являясь химическим аналогом кальция, становится наряду с кальцием строительным материалом раковин сухопутных и пресноводных моллюсков, накапливаясь них так же активно, как и кальций. Некоторые авторы указывают, что коэффициенты накопления кальция и 90Бг в раковинах составляют 7000 и 4788 соответственно. Причем такие высокие значения коэффициентов накопления не зависят от биологических особенностей моллюсков, сезонных и многолетних изменений климата, а зависят только от уровня загрязнения местности. А характер такой зависимости прямо пропорционален коэффициенту корреляции 0,954 [26].
Известно, что переход радионуклидов из почвы в растение зависит от типа почв. Так, считается, что из почв, характеризуемых низким плодородием, легким гранулометрическим составом, повышенной ки -слотностью и обедненных кальцием, радиоактивный стронций более интенсивно переходит в растения по сравнению с плодородными почвами и почвами, богатыми кальцием. Так, накопление радионуклидов растениями снижается в ряду почв: аллювиально-слоистые, дерново-подзолистые, серые лесные, сероземы, каштановые, черноземы [28]. На почвах одного и того же типа в зависимости от их свойств накопление радионуклидов растениями может сильно варьировать. В экспериментах с выращиванием зерновых культур на различных типах черноземов подтверждается, что содержание радионуклидов на единицу массы урожая изменяется более чем в шесть раз, причем наибольшие уровни накопления отмечаются у растений, выращенных на выщелоченном черноземе.
Следует отметить различия в накоплении радионуклидов растениями из луговых почв и почв пахотных угодий. Миграция радионуклидов в системе почва-растение на пахотных угодьях имеет ряд особенностей. Даже при одинаковой плотности загрязнения в результате многократной перепашки радионукли-
ды достаточно равномерно распределяются по всему пахотному горизонту, поэтому их поступление в растения значительно ниже, чем на естественных луговых угодьях. Миграция радионуклидов в луговых экосистемах характеризуется следующими особенностями: 1) наличие слоя дернины у луговых почв обуславливает повышение в два-три раза поступления радионуклидов в травостой по сравнению с почвами без дернины; 2) экосистема луга характеризуется широким разнообразием почвенных условий и видового состава трав, что определяет различия в загрязнении травостоя на лугах различных типов до двух порядков.
Очень большое влияние на переход радионуклидов в растения из разных почв оказывают различия в мобильности ионов этих элементов, обусловленные неодинаковым составом и свойствами почв и особенностями взаимодействия ионов с минеральными и органическими почвенными составляющими. Так, на поведение стронция в почвах, сорбцию радионуклида и его закрепление большое влияние оказывают не только физико-химические свойства почвы, но и ее гранулометрический состав. Можно выделить несколько почвенных компонентов, характеризующихся особенно активным взаимодействием с радионуклидами. К ним относятся: 1) глинистые и слюдистые минералы (чаще всего - высокодисперсные вторичные продукты химического выветривания первичных алюмосиликатов); 2) аморфные и окристаллизо-ванные оксиды и гидроксиды Fe, А1 и Мп, которые присутствуют в почве в виде включений, конкреций, цементирующих связок между почвенными частицами, в виде пленок и гелей, обволакивающих частицы; 3) карбонаты, встречающиеся в виде образований или пластов с большой сорбционной поверхностью.
Очень значимая роль в связывании ионов радионуклидов в почвах принадлежит гумусовым вещест -вам, образующимся при разложении микроорганизмами отмерших частей растений. Следует отметить неоднозначную роль гумусовых веществ во влиянии на связывание ионов радионуклидов. Радионуклиды могут закрепляться гумусовыми веществами за счет высокой сорбционной способности органической составляющей почв или путем образования нерастворимых комплексов радионуклидов. Однако формирование растворимых комплексных соединений может способствовать и увеличению их подвижности в почве. На способность гумусовых веществ связывать радионуклиды большое влияние оказывает их химическая неоднородность и селективность связывания разных ионов (ион-специфичность). Так, например, органическое вещество оказывает существенное влияние на мобильность как Cs, так и Бг, однако с увеличением содержания гумусовых веществ в почве накопление растениями цезия возрастает, а корневое поглощение стронция снижается.
Обеспеченность почв карбонатами, влияющими на изменение кислотности почвы, соотношения в ней различных фракций органических веществ и состава обменных катионов, в особенности - содержания обменного Са, тоже влияет на доступность радионуклидов растениям. Следует особенно выделить влияние карбонатности почв на сорбцию ими стронция, являющегося аналогом кальция. Из-за схожих химических свойств, Са и Бг могут взаимно заменять друг друга в химических реакциях и почвенных
минералах (изоморфное замещение). Повышенное содержание карбонатов в почве способно изменять соотношение между гумусовыми кислотами, а точнее, снижать содержание фульвокислот. Так, кальцийсодержащие почвы характеризуются пониженным поступлением стронция в растения. И наоборот, растения, произрастающие на почвах, обедненных кальцием, активнее накапливают стронций, причем при сильном недостатке кальция растения селективно накапливают 90Бг в своих тканях [14, 24].
Помимо гранулометрического и минералогического состава почв, на подвижность и биологическую доступность радионуклидов в почвах оказывают влияние: емкость поглощения почв, состав обменных катионов, ионный состав жидкой фазы почв, рН среды и др. Так, изменение кислотности почвы в интервале рН 4,5-7,4 не оказывает заметного влияния на накопление растениями радионуклидов Cs, тогда как накопление Бг в этом случае уменьшается в среднем в 1,7 раза [29]. Также следует отметить, что зависимость корневого поглощения радионуклидов от рН неодинаково проявляется в почвах разного типа или разного хозяйственного использования. Особенно это заметно, когда величина рН и содержание ор -ганического вещества тесно связаны между собой. Например, для хорошо окультуренных сельскохозяйственных почв часто достаточно знать тип почвы и содержание в ней органического вещества, чтобы оценить поглощение радионуклида, в таких случаях пропадает необходимость отдельно рассматривать рН [30]. Что же касается заброшенных, не используемых сельскохозяйственных и не окультуренных природных почв, то здесь рН является в достаточной степени важным параметром, который необходимо контролировать, чтобы достоверно оценивать поглощение радионуклидов.
Важно понимать, что процессы связывания ионов радионуклидов почвами очень разнообразны: ионный обмен, адсорбция и абсорбция, осаждение и соосаждение, окклюзия. Часто эти процессы в природе протекают одновременно, поэтому бывает достаточно сложно понять, какой именно процесс (или процессы) работает в настоящее время. В реальных почвенных условиях ионные взаимодействия протекают в смеси всех активных компонентов почвы, а поведение радионуклидов обусловлено совокупностью всех описанных выше процессов, хотя для отдельных ионов в почве определенного типа может существовать свой ведущий механизм или доминирующая реакция, которые могут меняться в зависимости от почвенных условий.
Радиоактивный стронций попадает на поверхность почвы в виде двух фракций: растворимой и нерастворимой. Основная часть 90Бг выпадает с атмосферными осадками в виде растворимой фракции, нерастворимая же фракция состоит из смеси частичек почвы, промышленной пыли и сажи. Нерастворимая фракция обычно составляет около 18% от общего числа выпадений. Попадая в почву, радиоактивный стронций быстро вовлекается в протекающие в ней физико-химические процессы. Преобладающим механизмом поглощения 90Бг твердой фазой почв является ионный обмен. Все ионы стронция, находящиеся в почве, можно разделить на три группы: 1) находящиеся в почвенном растворе; 2) об -менные ионы на поверхности минеральных и орга-
нических частиц; 3) ионы, входящие в состав практически нерастворимых соединений. Основная часть 90Бг находится в виде обменной формы, остальная (необменная) форма может быть представлена в виде стронция, входящего в состав первичных минералов, где он может изоморфно замещать кальций; стронция в составе карбонатов или фосфатов; а также стронция, входящего в объем твердой фазы почвы, которая может быть образована оксидом кремния, оксидами и гидроксидами железа, марганца, алюминия и органическим веществом.
Преобразование форм нахождения радиоактивного стронция в почве зависит от множества факторов. Наиболее важным показателем следует считать время перехода радионуклида из подвижной формы в необменную. Например, при внесении в почву 90Бг в виде раствора происходит его мгновенное распределение между водорастворимой и обменной формами, после чего радионуклид переходит в необменную форму. Через несколько недель содержание подвижной формы радионуклида достигает стационарного уровня и начинает медленно уменьшается с течением времени. Хотя в некоторых работах описывается незначительный переход радиоактивного стронция в необменное состояние. Так, например, через 7 лет после аварии на Производственном объединении «Маяк» содержание подвижной формы 90Бг составляло 86% в выщелоченном черноземе и 89% в серой лесной почве, а через 25-36 лет после загрязне -ния - 87% и 86% соответственно [6]. Однако можно полагать, что с течением времени происходит хотя и медленное, но значительное снижение подвижности радиоактивного стронция в почве, которое обусловлено изотопным обменом со стабильным стронцием, содержание обменной формы которого ниже, чем у радиоактивного. Содержание обменной формы стабильного стронция меньше чем у радиоактивного по причине того, что он за время нахождения в почве пе -реходит в прочносвязанную форму. Так, в большинстве типов почв содержание обменной формы стабильного стронция варьирует от 4 до 36 мг/кг [25]. Следовательно, можно ожидать, что после быстрой фиксации 90Бг следует наступление изотопного равновесия со стабильным стронцием.
Помимо вышеописанного, на разделение радиоактивного стронция по формам нахождения оказывает влияние и ряд других факторов. Так, количество водорастворимого стронция увеличивается при снижении содержания органического вещества, рН почвенной среды и содержания обменного кальция в почве. Следует отметить, что изменение форм происходит и при перемещении вниз по профилю почвы: отношение обменных и водорастворимых соединений стронция и кальция постепенно уменьшается с глубиной. Заметное влияние на содержание водорастворимого, обменного и необменного радиоактивного стронция в почвах оказывает влажность, температура воздуха и почвы. При изучении влияния влажности почвы на подвижность 90Бг в дерново-подзолистой почве было установлено, что его подвижность и содержание в водорастворимом состоянии в весенне-летний период больше за счет большего количест -ва влаги в почве. Следует заметить, что количество осадков и влажность почвы играют двоякую роль: с одной стороны, они способствуют переходу ионов из почвенного поглощающего комплекса в водораство-
римое состояние (в почвенный раствор), а с другой стороны - их проникновению в свободные простран -ства между поверхностями аморфных и окристалли-зованных гидроксидов Fe, Мп и А1, а также между боковыми гранями и базальными плоскостями кристаллитов почвенных минералов. При многократной смене процессов высушивания и увлажнения почвы, а также при изменениях температуры происходит закрепление радионуклидов в узлах кристаллических решеток почвенных минералов и увеличение их содержания в необменном состоянии.
К основным почвенным факторам, влияющим на поведение радионуклидов в почве, следует отнести: гранулометрический состав, содержание гумуса, содержание карбонатов, содержание органического вещества, рН почвенной среды, а также формы нахождения радионуклида в почве. Поглощение же корнями растений сильно варьирует в зависимости от характеристик растений, различий в их строении, глубине и архитектуре распространения корневой системы, степени микоризации, скорости роста корней, скорости корневого обмена, неодинаковой поглотительной способности поверхности корней, а также конкуренции ионов в ризосфере растений.
На накопление растениями радиоактивного стронция существенно влияют биологические особенности самих растений, обусловленные принадлежностью к различным семействам, родам, видам и сортам. Так, максимальные значения коэффициентов накопления 90Бг у зерновых и бобовых культур, выращенных на одной почве, различаются в 85 раз, а у корнеплодов и овощных культур - в 350 раз [2]. Также отмечается, что растения, содержащие больше кальция, накапливают радиоактивный стронций в повышенных количествах. Помимо этого, поступление 90Бг в растение зависит от распределения корневой системы в почве, продуктивности растений, продолжительности вегетационного периода и других биологических особенностей. Например, в экспериментах по изучению размеров накопления радиоактивного стронция полевыми культурами достоверно определен ряд накопле -ния 908г: клевер ^ кукуруза ^ тимофеевка ^ вика ^ картофель ^ овес ^ ячмень ^ рожь, в котором видовые различия в накоплении 90Бг могут составлять от 2 до 70 раз. Таким образом, бобовые культуры в сравнении с зерновыми интенсивнее накапливают радионуклид. Различия сортов растений в накоплении радиоактивного стронция составляют 1,5-2 раза. Так, содержание 90Бг в зерне озимой пшеницы в зависимо -сти от сортовых особенностей изменяется в 2,0; ячменя в 1,4; гороха в 2,0; кукурузы в 5,0 раз [23].
Следует отметить, что так же, как и в случае с растениями, накопление 90Бг варьирует в широких пределах и для различных видов грибов. Накопительная способность грибов зависит от агрохимических свойств почв, расположения мицелия в системе подстилка-почва, особенностей морфологического строения и физиологической деятельности отдельных видов. Например, в работе по изучению содержания 90Бг в пищевых продуктах лесного происхождения опреде -лен ряд накопления 90Бг в различных биологических видах грибов: горькушка ^ сыроежка ^ волнушка розовая ^ масленок обыкновенный ^ подосиновик желто-бурый ^ моховик желтомясный ^ козляк ^ зеленушка ^ польский гриб ^ говорушка синопи-ка ^ опенок желто-красный ^ подберезовик обык-
новенный ^ свинушка толстая ^ лисичка настоящая ^ груздь черный ^ скрипица ^ рядовка белая ^ опенок осенний настоящий, в котором видовые различия в накоплении 90Бг могут составлять от 6 до 56 раз [27]. Также накопление грибами 90Бг зависит от мощности субстрата (почва, древесина, лесная подстилка) и плотности его загрязнения. По мощности лесной подстилки почвы можно расположить в ряд: серая лесная ^ чернозем выщелоченный ^ дерново-подзолистая ^ озерно-аллювиальная. Так, различия в накоплении 90Бг у масленка и березовика составляют 8-15 раз для серой лесной и озерно-аллювиальной почв, у груздя и волнушки 20-65 раз [27].
Еще одним важным показателем, описывающим поведение радионуклида в почвах, служит его биологическая доступность, обусловленная описанными выше свойствами почв и радионуклидов. Очевидно, что малоподвижные в почве элементы будут слабее поглощаться растениями, но и подвижные элементы не будут поглощаться в заметных количествах, если растение не испытывает в них потребности, либо когда происходит блокирование системы транспорта ионов через биологические мембраны в корнях растений. Рассмотрим более детально очень важное на сегодняшний день понятие биологической доступности радионуклидов в почве. Само понятие биологической доступности химического элемента в почве существует довольно давно, однако четкого определения не существует и по настоящее время. Также до сих пор до конца не выяснены основные механизмы биологической доступности. Скорее всего, такое положение дел связано с наличием существенных различий в используемых подходах к оценке биологической доступности, а также целей этой оценки. Если для химических элементов, которые являются элементами минерального питания растений, понимание механизмов, влияющих на биологическую доступность, необходимо для создания оптимальных почвенных условий для роста и развития растений, то в случае искусственных радионуклидов знание этих механизмов необходимо для построения прогноза загрязнения. Грамотный прогноз способен не только предотвратить накопление загрязняющих веществ в количествах, представляющих опасность для растений, животных и человека, но и снизить уровни их содержания до допустимых значений.
Наиболее популярным способом оценки биологической доступности радиоактивного изотопа химического элемента является выделение той его фракции в почве, которая в наибольшей степени коррелирует с концентрацией в растении. Для этого используются методические и экспериментальные подходы, включающие параллельную или последовательную экстракцию почв растворами различных химических реагентов. Метод последовательной экстракции заключается в последовательной обработке образцов почвы специально подобранными реагентами, каждый из которых извлекает определенно связанную в почве фракцию. Наиболее часто используется метод обработки почвы дистиллированной водой и солевым раствором, содержащим катион, который способен вытеснить обменно-связанный ион радионуклида. Используются нейтральный и слабокислый раствор ацетата аммония или ацетата натрия, а также разбавленные растворы хлоридов кальция, магния и бария. В ходе последовательной экстракции в водную вы-
тяжку перейдет та часть тяжелого металла или радионуклида, которая содержится в почве в виде свободных ионов или хорошо растворимых соединений (водорастворимая форма). В солевую вытяжку перейдет связанная по механизму ионного обмена и легко вытесняемая другими катионами обменная форма. Эти две формы наиболее способны к миграции и доступны для корневого поглощения растениями.
поведение стронция в водных объектах
Водные объекты имеют особенности, которые влияют на процессы миграции радионуклидов и их накопление водными растениями, существенно отличающиеся от закономерностей их биогеохимического поведения в почве. Рассмотрим некоторые специфические аспекты поведения радионуклидов в пресно -водных биоценозах, переход их в растения и дальше по трофическим цепям, а также коэффициенты накопления радионуклидов. Поведение радионуклидов в пресноводных биоценозах напрямую связано не только с их свойствами и характеристиками водоема или водотока, но и с природными явлениями, которые имеют место в прилегающих почвах, в воздухе и растительных объектах. Основной вклад естественных радионуклидов создают горные породы, слагающие дно и берега водоемов и водотоков, а также обогащающие радионуклидами подземные и грунтовые воды. Значимым является и поверхностный сток с почв, содержание радионуклидов в которых также зависит от слагающих их горных пород, и к тому же от типа и характеристик почв. Гораздо меньший объем естественных радионуклидов поступает в водные объекты из атмосферы, например, с осадками.
Помимо естественных радионуклидов (40К, 8^Ь, 238и, 210Ро, 222Кп, 226Яа, 232ТК), в водоемах и водотоках присутствуют радионуклиды антропогенного происхождения (90Бг, 137Cs, 60Со, и др.). Они попадают в водные объекты путем осаждения на их поверхности или при смыве дождевыми и снежными осадками с территории водосбора, при непосредственном сбросе загрязненной воды или при протечках загрязненной воды в контур технического водоснабжения АЭС. После поступления в водные объекты искусственные радионуклиды распределяются в толще воды, сорбируются поверхностью дна, диффундируют в толщу грунтов, поступают в растения и животные организмы. В водные растения радионуклиды могут поступать вместе с элементами минерального питания через корни или же путем впитывания напрямую, из раствора. Так, растение элодея, которая закрепляется корнями на дне водных объектов, обогащается радионуклидами путем их поступления через корневую систему, а роголистник темно-зеленый, напротив, путем впитывания растворенных радионуклидов из воды. В организм водных животных радионуклиды могут попадать с пищей или с водой. В данной ситуации вода является основной транспортной средой, в которой происходят первичные процессы преобразо -вания форм радионуклидов в водных объектах.
Особенностями пресноводных объектов является то, что по причине снижения фактора разбавления концентрация радионуклидов возрастает быстрее, чем в морях или океанах, а также их слабая минерализация способствует накоплению радионуклидов растениями [18, 19]. Для четкого понимания поведения радионуклидов в пресноводных объектах и
возможной степени накопления их в растениях необходимо знать гидрологический и температурный режим водного объекта, степень его освещенности, физико-химическое состояние радионуклидов в воде, рН среды и др. Так, например, в проточном водоеме коэффициенты накопления 60Со и 6^п для ряда водных растений достигает меньших значений, чем в непроточной системе [9]. А концентрация 90Бг в воде реки Течи уменьшается по мере удаления от места сброса жидких радиоактивных отходов Произ -водственного объединения «Маяк».
Влияние температурного режима водных объектов на поведение радионуклидов отмечается в работах многих авторов. От температуры воды зависит скорость протекания различных реакций и разнообразие растительного и животного мира водного объекта. Следовательно, повышение температуры воды может вызвать увеличение накопления радионуклидов в органах пресноводных растений. В отношении накопления 90Бг в зависимости от температуры имеются противоречивые данные. Так, поглощение стронция элодеей и харовой водорослью в условиях лабораторного эксперимента при изменении температуры с 12 до 28 °С возрастает в 1,5 раза, а в условиях Белоярского водохранилища, подогреваемого сбросом вод с АЭС, коэффициенты накопления недо -стоверно увеличиваются на 18-20% [17]. Таким образом, влияние температурного фактора для стронция либо совсем отсутствует, либо оказывает незначительное воздействие.
Влияние температурного фактора проявляется также в сезонных изменениях содержания радионуклидов в воде рек и озер, а также в изменениях накопления радионуклидов пресноводными растениями. Максимальные концентрации радионуклидов в воде отмечаются в зимний период, что объясняется процессами вымораживания. Затем весной при таянии льда наблюдается резкое снижение концентраций, минимум которого наблюдается в апреле. В летне-осенний период концентрации радионуклидов в воде возвращаются к некоторому среднему уровню. Однако при оценке современного радиологического состояния озера М. Игиш (Восточно-Уральский радиационный след, ВУРС) не было установлено колебаний удельных активностей стронция в придонных и поверхностных слоях воды. В то же время зависимость накопления растениями радионуклидов в зависимости от сезона года имеет иной характер. Так, водоросли в зимний период накапливают 137Cs и 90Бг в несколько раз меньше, чем в теплый, летний период. Такой характер накопления радионуклидов, по-видимому, связан с замедлением биологической активности растений в холодные сезоны.
Еще одним фактором, влияющим на накопление радионуклидов водными растениями, является освещенность. Свет является источником энергии для фотосинтеза, который напрямую связан с процессами минерального питания растений, а следовательно, и с накоплением химических элементов, в том числе и радионуклидов. Установлено, что коэффициенты накопления 60Со, 90Бг и 137Cs у растений, выращенных без затенения, возрастают. Так, элодея накапливает 90Бг на свету в 2 раза больше, чем в темноте. Увеличение накопления 60Со, 90Бг и 137Cs на свету харовой водорослью в разных работах варьируется от 1,5-2 до 2-5 раз. А накопление 59Бе, и 144Се харовой водоро-
слью не зависит от освещенности. Последнее можно объяснить тем, что коллоидные элементы, такие как железо, иттрий и церий, попадают в организм растений в основном за счет сорбции только на их поверхности, тогда как кобальт, стронций и цезий могут попадать в растения еще и за счет переноса ионов внутрь клеток. Увеличение накопления 137Cs при дополнительном освещении подтверждается опытами с лишайниками, однако такой зависимости в опытах со 90Бг не обнаруживается. Это можно объяснить раз -личным соотношением процессов активного переноса ионов и адсорбции на поверхности у разных видов водных растений.
На накопление радионуклидов растениями оказывает влияние трофность водного объекта. Трофность характеризует водный объект по его биологической продуктивности, обусловленной содержанием биогенов, по количеству растворенных органических соединений и степени минерализации. По уровню трофности все водные объекты можно разделить на дистрофные, олиготрофные, мезотрофные, эвтроф-ные. В водоемах олиго-мезотрофного типа коэффициенты накопления радиоактивного стронция в растениях заметно ниже, чем в водоемах мезоди-строфного типа [9, 19]. Это объясняется тем, что в водоемах первого типа в воде содержится меньше растворенных органических веществ и больше солей магния, кальция, натрия и калия. А водоемы второго типа, обладающие слабой минерализацией и высокой окисляемостью, характеризуются высоким уровнем накопления радионуклидов. Для 90Бг, например, значения коэффициентов накопления в водоемах второго типа могут быть в 6 раз выше, чем в водоемах первого типа [19].
Кислотно-основные свойства водной среды оказывают влияние на поведение радионуклидов в водных объектах. Накопление радиоактивного стронция растениями при увеличении рН среды возрастает, что объясняется увеличением карбонатного осадка на поверхности растений, в состав которого вместе со своим аналогом кальцием включается стронций. Влияние рН среды не проявляется в накоплении цезия, поскольку он находится в растворе в катионной форме и не образует коллоидов. Существуют данные о роли комплексообразования в накоплении радионуклидов растениями пресноводных объектов. Так, добавление комплексона ЭДТА резко снижает коэффициенты накопления 59Ге, 60Co, 6^п. Эти элементы слабо задерживаются растениями за счет образования устойчивых комплексных соединений с ЭДТА. Накопление 90Бг в присутствии ЭДТА увеличивается, это связано с тем, что константа устойчивости комплекса стронция с ЭДТА меньше константы устойчивости комплекса кальция с ЭДТА на два с лишним порядка, и в первую очередь связываться в комплекс будет кальций, тем самым давая возможность радиоактивному стронцию приоритетно поступать в растения. То есть накоплению 90Бг присутствие в растворе комплексона ЭДТА не препятствует. Увеличение же коэффициента накопления не образующего с ЭДТА комплексных соединений, возможно, связано с нарушениями в минеральном обмене у растений.
Накопление радиоактивных химических элементов растениями зависит от наличия их стабильных изотопов в воде, а также от присутствия их химических аналогов. При высоком содержании кальция и
калия в воде накопление 9С^г и 137Cs растениями снижается. Питательные элементы растений - калий и кальций - являются химическими аналогами цезия и стронция соответственно. Растения, которые характеризуются высоким содержанием кальция, имеют более высокие коэффициенты накопления стронция, а растения, содержащие больше калия, накапливают цезий. Однако кальций и стронций являются более близкими аналогами, чем калий и цезий [19]. Следует отметить преимущественное накопление 137Cs калий-фильными видами (водокрас, элодея, роголистник, уруть, рдест, телорез), которое обуславливается избирательным минеральным питанием этих растений. К наиболее ярким накопителям 9С^г можно отнести рдест блестящий и телорез обыкновенный, которые можно считать индикаторами загрязнения водоемов стронцием [19].
Следует отметить отсутствие зависимости коэффициентов накопления от удельной активности радионуклидов в воде. В опытах с варьированием активности 908г в пределах четырех порядков выявлено, что коэффициенты накопления у водных растений при изменении активности радионуклида остаются постоянными, изменяясь только при изменении концентрации стронция в воде.
Переход радионуклидов из воды в растения является одним из основных путей миграции радиоактивных элементов в пресноводных объектах. Растения способны только за счет своей жизнедеятельности изменять миграционные потоки химических элементов, и в том числе радионуклидов. Их способность накапливать радиоактивные элементы является одним из процессов очищения воды, но в то же время и источником поступления радионуклидов на другие, более высокие, уровни трофических цепей, а также источником вторичного загрязнения водных объектов при разложении отмерших частей растений. Коэффициенты накопления радионуклидов растениями зависят от свойств самого радионуклида, а также от особенностей исследуемых видов растений. Наиболее часто накапливаемыми растениями радионуклидами являются: 32Р, 59Ге, 60Со, 652п. Меньше накапливаются: 45Са, 87ЯЪ, 9С^г, 13^. Так, зна-
чения коэффициентов накопления 60Со по сравнению с коэффициентами накопления 908г и 137Cs у растений Белоярского водохранилища заметно выше [12, 16].
Все водные растения в той или иной степени накапливают радионуклиды. Особенности строения и метаболические различия у растений влияют на их способность концентрировать радионуклиды из воды. Сравнительный анализ коэффициентов накопления у различных систематических групп растений дает основание полагать, что высшие растения, водоросли и мхи накапливают радиоактивные элементы по-разному. Иными словами, проявляется видовая специфичность в накоплении радионуклидов растениями [18]. Водные растения (ряска малая, эло -дея, роголистник, рдесты) имеют на порядок большие значения коэффициентов накопления, чем прибреж-но-водные (рогоз, камыш, белокрыльник). Так, коэффициент накопления '^о у ряски малой (равный 5757) в 5,6 раза больше, чем у рогоза широколистного (1031), а коэффициент накопления цезия-137 -в 2,1 раза. Ряска малая, будучи погруженной в воду своей основной частью, обладает большей площадью поглощающей поверхности, чем растения, находя-
щиеся преимущественно над водой. Имея большую площадь поглощения, ряска малая накапливает радионуклиды активнее, чем непогруженные растения [12, 16]. в частности, ряска малая является специфическим накопителем [20]. Видовая специфичность является основным фактором, влияющим на неравномерное накопление 137Cs различными растениями. Максимальные коэффициенты накопления отмечаются у погруженных и плавающих видов, а минимальные - у воздушно-водных видов. Так, значения коэффициентов накопления у роголистника погруженного значительно выше, чем у рогоза узколистного. В озере Далекое-1, в котором преобладают виды рода Сагех, отмечено преимущественное накопление цезия, содержание которого в 7 раз выше, чем содержание стронция, накапливаемого этим видом в меньшей степени [10]. Высокие коэффициенты накопления 9С^г отмечаются у рдестов и телореза, а минимальные - у осоковых и кувшинковых видов [18]. Рдесты можно рассматривать в качестве специфических накопителей стронция, а следовательно, и как виды-индикаторы загрязнения пресноводных объектов 9С^г. Обобщая результаты всех исследований, можно заключить, что стронций накапливается всеми видами изученных растений примерно в два раза слабее, чем 13^.
Следует отметить, что водоросли накапливают радионуклиды еще активнее, чем высшие растения. В отношении водорослей также проявляется видовая специфичность. Нитчатые водоросли по сравнению с одноклеточными накапливают радионуклиды в большей степени. Харовые водоросли отличаются от вышеупомянутых более высокой способностью накапливать 9С^г, который, будучи химическим аналогом кальция, накапливается в карбонатном скелете водорослей. Важно отметить различия в накоплении радионуклидов водорослями в зависимости от времени их нахождения в загрязненной воде, иными словами, проследить динамику их накопления. Накопление 14^е различными видами водорослей в опытах длительностью до 16 суток увеличивается в 8-24 раза, а накопление рутения-106 - в 18-34 раза, причем равновесное состояние достигается примерно на 2-4-е сутки. Иная картина складывается в отношении 9С^г и 137Cs, коэффициенты накопления которых увеличиваются только в 1,2-3,3 раза и в 2,6-5,4 раза соответственно [21].
Для наиболее полного понимания поведения радионуклидов в пресноводных объектах необходимо знать не только принципы их накопления растениями, но и процессы выведения радиоактивных элементов из растений. В конце теплого сезона происходит отмирание растительности водных объектов. Отмершие части растений опускаются на дно, где постепенно формируют слой донных отложений, участвующий в процессах миграции радионуклидов. Интересно сравнить способность отмерших растений накапливать радионуклиды по сравнению с живыми растениями. Радионуклиды 137Cs, 14^е и 106Яи накапливаются мертвыми высшими растениями активнее, чем живыми. Коэффициенты накопления 5Те, 60Co, у роголистника и мха одинаковы как для живых, так и для отмерших растений. Накопление 9С^г также практически не отличается у живых и мертвых высших растений. Однако по-другому происходит накопление стронция и цезия живыми и
мертвыми харовыми водорослями. Накопление радиоактивного стронция активнее происходит в живых водорослях, причем с увеличением степени разложения отмерших растений происходит снижение накопления радионуклида. Следует также отметить, что видовая специфичность водорослей в отношении цезия и стронция после отмирания растений теряет свою значимость. Отмершая водная растительность, обладая большой сорбционной поверхностью, может содействовать переходу радионуклидов в донные отложения. Однако возможен и другой процесс - десорбция радионуклидов с поверхности отмерших растений и их переход в растворенное состояние. Таким образом, накопление радионуклидов отмершими растениями может оказаться не только путем их выведения из воды, но и вторичным источником загрязнения пресноводных объектов.
Еще одним важным аспектом поведения радионуклидов в пресноводных объектах является процесс десорбции радиоактивных элементов водой из расте -ний. Прочно связанное в растениях 55Бе практически не переходит из растений (живых или мертвых) в водную среду. За счет менее прочных связей из живых и мертвых растений десорбируется в раствор примерно половина накопленных ими количеств 6^о, 14^е и 91У А сильнее всего выводятся из растений 137Cs и 90Бг, которые слабее всех связываются растениями. Можно полагать, что, чем выше коэффициент накопления радионуклида, тем прочнее он будет связываться в тканях растений и тем хуже он будет переходить в раствор. Выделение радиоактивного стронция мертвыми и живыми растениями происходит практически одинаково, а цезий выделяется из мертвых растений активнее, чем из живых. Следует отметить, что чем дольше растение находится в воде, загрязненной радионуклидами, а следовательно, дольше накапливает радионуклиды, тем прочнее радиоактивные элементы закрепляются в тканях и на поверхности растений. Это можно объяснить установлением некоторого равновесия между накоплением радионуклидов растениями, закреплением на их поверхности и переходом в воду, когда уже не происходит активного накопления радионуклидов и их выход в водную среду соответственно.
Растительность пресноводных объектов является пищей для рыб, млекопитающих и птиц, живущих на прилегающей территории, а отмершие части растений - пищей для донных организмов, например, моллюсков. Вместе с поедаемыми водными растениями в организмы этих животных могут поступать радио -нуклиды, накопленные растениями. Иными словами, может происходить переход радиоактивных элементов по пищевым цепочкам, в конце которых может оказаться человек. Распределение радионуклидов по уровням трофических цепочек неодинаково и зачастую зависит от особенностей самих радиоактивных элементов, а так же от длины пищевой цепочки и распределения радионуклида в пище. Следует отметить, что растения имеют более высокие коэффициенты накопления, чем животные. Однако представители животного мира водных объектов наряду с растениями служат источником поступления радионуклидов к человеку. На накопление радионуклидов животными, так же как и в случае с растениями, может оказывать влияние температурный режим, освещенность и минеральный состав воды. Так, при увеличе -
нии температуры воды в организмах рыб происходит усиление обменных процессов, которое приводит к увеличению накопления радионуклидов. Например, отмечается значительное увеличение накопления 85Бг планктоном при увеличении температуры до 28,9 ^ и некоторое увеличение его накопления в условиях повышенной освещенности [12, 16].
В отношении накопления радионуклидов животными организмами также проявляется видовая специфичность. Так в двустворчатых моллюсках в озере Далекое-1 сосредоточено 89% 90Бг, приходящегося на все сообщества озера. Это обусловлено концентрированием радионуклида в раковинах моллюсков. Видовая специфичность характерна и для рыб. Для всех хищных видов рыб характерно повышенное накопление цезия по сравнению с нехищными видами. Однако среди хищных видов особенно выделяется щука, имеющая более высокие коэффициенты накопления 137Cs. Эти различия, по-видимому, объясняются видовыми особенностями и качеством поедаемой пищи. У карася серебристого видовая специфичность проявляется в постоянстве накопления радиоактивного стронция, которое не зависит от колебаний содержания радионуклида в воде [19].
В связи с тем, что растительность в водных объектах служит пищей преимущественно для рыбы, следует ожидать увеличения содержания радионуклидов в организмах рыб. Однако подобное концентрирование радиоактивных элементов при переходе по пищевой цепи отмечается только у хищных видов рыб. 90Бг накапливался хищными рыбами активнее, чем их кормом, а накопление цезия, напротив, протекает медленнее. Такая же закономерность накопления стронция и цезия характерна для травоядных птиц и млекопитающих. У хищных видов рыб происходит увеличение накопления стронция и цезия. Накопление 90Бг, имеющего остеотропный характер распределения в организме животных, рыбоядными птицами снижается. Это объясняется тем, что поступление радионуклида возможно только из мягких тканей рыбы и из воды, так как скелет рыб и чешуя, являющиеся накопителями радиоактивного стронция, не употребляются птицами в пищу. Цезий в птицах накапливается намного меньше, чем в рыбах [12]. Накопление 90Бг из пищи у остромордых лягушек выше, а цезия - ниже. А в организмах ужей, питающихся лягушками, цезия и стронция больше, чем в пище. Еще одним важным путем миграции радионуклидов является их переход из организма взрослых рыб в икру и мальков. Количество радионуклидов, переходящих таким путем к потомству, может быть существенным, если учесть, что икра может составлять значительную часть от массы рыбы. Отмечено, что наибольшие коэффициенты накопления в икре линя и щуки характерны для щелочных элементов, таких как 137Cs, а самые низкие коэффициенты - для щелочноземельных, таких как 90Бг [16]. Это может быть объяснено тем, что стронций является остеотропным элементом, который в икру на первоначальных этапах развития поступает в минимальных количествах.
Не менее важным аспектом биогеохимического поведения радиоактивного стронция является его присутствие в морских экосистемах. Природная радиоактивность морских вод преимущественно обусловлена радионуклидами 40К, 3Н, 14С, 7Ве, 8^Ь, в
небольших количествах присутствуют изотопы урана. В целом, естественная радиоактивность морских вод несколько выше, чем пресных, за счет большего содержания калия. С началом испытаний ядерного оружия и использования атомной энергии в мирных целях в морской воде стали обнаруживаться радиоактивные элементы техногенного происхождения. В настоящее время в морской воде можно обнаружить 908г и 13^, ^е, 91У, 95№. Так, например, в Балтийском море средняя концентрация 90Бг достигает
26.3 мБк/л, а в водах Черного и Средиземного морей -
17.4 мБк/л и 8,5 мБк/л соответственно [15].
В морской воде 90Бг присутствует в виде иона Sr2+. Большая часть радионуклида присутствует в воде в виде сольватированного свободного иона, окруженного молекулами воды, небольшая часть (~10%) - в виде растворимого в воде сульфата стронция (БгБ04), и еще меньшая часть - в виде карбоната (8гШ3) и ионов 8гНШ3+, БгВ(ОН)4+ и БгОН+. Содержание 90Бг в морской воде колеблется в пределах 0,004-0,1 Бк/л [13]
Так же, как и для пресноводных объектов, поведение и накопление 90Бг растениями и животными в морских экосистемах зависит не только от свойств радионуклида, но и от гидрологических, температурных, световых, химических и других характеристик исследуемых объектов [13]. Наиболее значимым фактором, влияющим на поведение радионуклидов в морских экосистемах, является степень минерализации воды. Наличие калийных, натриевых, магниевых и других солей в морской воде определяет коэффициенты накопления техногенных долгоживущих радионуклидов. Можно выделить два типа зависимости накопления радионуклида от степени минерализации воды. Первый тип включает обратную зависимость, которая наблюдается при наличии в воде стабильного элемента - химического аналога радио -нуклида. Так, в паре кальций-стронций при снижении содержания кальция в воде происходит увеличение накопления стронция морскими организмами, и наоборот. Второй определяется тем, что накопление радионуклида (10<^и, 144Ce, 6^п) практически не зависит от степени минерализации воды, так как стабиль -ные аналоги либо отсутствуют, либо присутствуют в морской воде в ничтожных количествах [15].
Все морские организмы характеризуются избирательной способностью к накоплению радиоактивных элементов. Причем каждый организм проявляет при этом определенное постоянство в накоплении того или иного радионуклида, а для каждого радионуклида существует несколько видов морских организ -мов, его накопителей. Лучше всего 90Бг накапливается лучевиками, некоторыми зелеными водорослями, всеми видами бурых водорослей, ракообразными, моллюсками, радиоляриями. Так, в панцирях ракообразных коэффициент накопления 90Бг составляет 40-460, а в раковинах мидий - 20-1000 [13].
Следует отметить, что концентрация 908г в морских и пресноводных бионтах неодинакова. Если в тканях морских рыб концентрация Бг изменяется в пределах 0,04-9 Бк/кг, то в скелете и тушке пресноводных рыб (особенно обитающих в дистрофных водоемах) концентрация Бг достигает 17-130 Бк/кг. Рассчитанные коэффициенты накопления радиоактивного стронция для пресноводных рыб целиком составляют 0,5-2, а для морской рыбы целиком 0,2-0,7 [13, 31].
Заключение
Наиболее важными факторами, влияющими на поведение радионуклидов в почве, являются: характеристики самого химического элемента; свойства почв; особенности строения и генетические признаки растений.
К основным факторам природной среды, влияющим на поведение радиоактивного стронция в почве, следует отнести гидрологический режим почв, климатические особенности вегетационного периода растений (температура воздуха, количество осадков за вегетационный период).
На поведение 90Бг в почвах, сорбцию радионуклида и его закрепление большое влияние оказывают не только физико-химические свойства почвы, но и ее гранулометрический состав, а также содержание органического вещества. С увеличением содержания гумусовых веществ в почве корневое поглощение 90Бг растениями снижается.
Основная часть 908г в почве находится в виде обменной формы, остальная представлена в виде стронция, входящего в состав первичных минералов, стронция в составе карбонатов или фосфатов и стронция, входящего в объем твердой фазы почвы, образованной оксидом кремния, оксидами и гидроксидами железа, марганца, алюминия и органическим веществом.
Важным аспектом для описания поведения радионуклидов в почвах являются биологические функции этого элемента в биосфере, или же наличие среди его химических аналогов элементов с важными физиологическими функциями.
Из-за схожих химических свойств, Ca и Бг могут взаимно заменять друг друга в химических реакциях и почвенных минералах (изоморфное замещение). Для почв с повышенным содержанием карбонатов характерно пониженное поступление 90Бг в растения.
Поглощение 90Бг корнями растений сильно варьирует в зависимости от характеристик растений, различий в их строении, глубине и архитектуре распространения корневой системы, степени микоризации, скорости роста корней, скорости корневого обмена, неодинаковой поглотительной способности поверхности корней, а также конкуренции ионов в ризосфере растений.
Накопление радиоактивного стронция растениями является одним из основных путей его мигрирования в пресноводных экосистемах. Особенности строения и метаболические различия растений напрямую воздействуют на способность концентрировать радионуклиды из воды.
Поведение радионуклидов, и в частности 90Бг, а также их накопление растениями и животными в пресноводных и морских биоценозах зависит не только от свойств самих радиоактивных элементов и их физико-химического состояния, но и от гидрологических, температурных, световых, химических и других характеристик исследуемых объектов.
Для растений характерна видовая специфичность в отношении накопления отдельных радионуклидов. Например, рдесты - специфические накопители 90Бг.
Коэффициенты накопления 90Бг зависят от физико-химических характеристик самого радионуклида и особенностей растений. Для различных видов значения коэффициентов накопления радиоактивного стронция варьируют в диапазоне от 0,02 до 12. Водные растения (ряска малая, роголистник, рдест) на-
капливают радионуклиды активнее, чем прибрежно-водные растения (рогоз, камыш).
В водных объектах происходит переход радиоактивных элементов по уровням пищевых цепей (например, в цепочке водные растения ^ нехищные виды рыб ^ хищные виды рыб), причем распределе -ние радионуклидов по этим уровням неоднородно и
зависит от особенностей радиоактивных элементов, длины пищевой цепочки и распределения радионуклида в растениях или организмах животных.
Работа проводилась при финансовой поддержке Министерства образования и науки Российской Федерации (госконтракт № 14.740.11.0193).
Литература
1. Алексахин Р.М., Васильев А.В., Дика-рев В.Г. и др. Сельскохозяйственная радиоэкология / Ред.: Р.М. Алексахин, Н.А. Корне -ева. - М. : Экология, 1992. - 400 с.
2. Анненков Б.Н. Основы сельскохозяйственной радиологии : учеб. пособие. - М. : Агропромиздат, 1991. - 286 с.
3. Артемьев О.И., Осинцев А.Ю., Гази-ев Я.И. Исследования радиоактивного загрязнения атмосферы Семипалатинского полигона и прилегающего региона // Материалы III Международной конференции «Институт радиационной безопасности и экологии НЯЦ РК: 6-8 октября 2008». - Курчатов, 2008. - 93 с.
4. Болсуновский А.Я., Ермаков А.И., Бур-гер М. и др. Накопление техногенных радионуклидов водными растениями р. Енисей в зоне влияния горно-химического комбината // Радиационная биология. Радиоэкология. - 2002. - Т. 42. - С. 194-199.
5. Бреслер С.Е. Радиоактивные элементы. - М. : Гос. изд. технико-теорет. литературы, 1957. - 550 с.
6. Булгаков А.А., Коноплев А.В. Моделирование долговременной трансформации форм нахождения 9С^г в почвах // Почвоведение. - 2005. - № 7. - С. 825-831.
7. Василенко И.Я., Василенко О.И. Стронций радиоактивный // Энергия: экономика, техника, экология. - 2002. - № 4. - С. 26-32.
8. Голицын А.Н. Основы промышленной экологии : учебник для нач. проф. образ. -М. : Академия, 2002. - 240 с.
9. Гудков Д.И., Зуб Л.Н., Деревец В.В. и др. Радионуклиды 9С^г, 137^ 238Ри, 239+240Ри и 241Ат в макрофитах Красненской поймы: видоспецифичность концентрирования и распределение в компонентах фитоценоза // Радиационная биология. Радиоэкология. -2002. - С. 419-428.
10. Гудков Д.И., Деревец В.В, Зуб Л.Н. и др. Распределение радионуклидов по основ -ным компонентам озерных экосистем зоны отчуждения Чернобыльской АЭС // Радиоэкология. Радиационная биология. - 2005. - Т. 45. - С. 271-280.
11. Ефремов И.В., Рахимова Н.Н. Профильная миграция стронция-90 и цезия-137 в почвах естественных экосистем степных ландшафтов // III съезд биофизиков России. Т. 2. - Воронеж, 2004. - С. 640-642.
12. Ильенко А.И., Рябцев И.А. 9С^г и 13^ в пищевых цепях пресноводного биогеоценоза // Труды Института экологии растений и животных УФ АН СССР. Вып. 110. - Свердловск, 1978. - С. 81-85.
13. Катков А.Е. Введение в региональную радиоэкологию моря. - М. : Энергоатом-издат, 1985. - 160 с.
14. Кожевникова Р.Н., Тепляков И.Г. Влияние кальцийсодержащих веществ на поступление стронция-90 в урожай культур из выщелоченного чернозема // Агрохимия. -1989. - № 2. - С. 91-94.
15. Крышев И.И., Сазыкина Т.Г. Математическое моделирование миграции радионуклидов в водных экосистемах. - М. : Энер-гоатомиздат, 1986. - 152 с.
16. Куликов Н.В., Молчанова И.В. Континентальная радиоэкология. - М. : Наука, 1975. - С. 70-85.
17. Куликов Н.В., Чеботина М.Я. Радиоэкология пресноводных биосистем. - Свердловск : УрО АН СССР, 1988. - 125 с.
18. Левина С.Г., Земерова З.П., Шибкова Д.З. и др. 9С^г и 137Cs в высших водных расте-ниях некоторых водоемов Восточно-Уральского радиоактивного следа: видоспецифич-ность концентрирования // Радиоэкология. Радиационная биология. - 2006. - Т. 46. -С. 575-582.
19. Левина С.Г. Закономерности поведения 9С^г и 137Cs в озерных экосистемах Восточно-Уральского радиоактивного следа в отдаленные сроки после аварии : автореф. дис. ... д-ра биол. наук. - М., 2007. - 48 с.
20. ЛейнертеМ.П. Влияние внешнего гамма-облучения высших водных растений на накопление ими 9С^г, 137Cs, 14^е // Радиобио -логия. - 1969. - Т. 9. - С. 427-432.
21. Марчюленене Д.П. Обмен некоторых радионуклидов между средой и пресноводными водорослями // Экология. - 1978. -№ 2. - С. 80-81.
22. Меньших Т.Б. Депонирование 9С^г и в растительно-торфяных сплавинах
водоема-накопителя низкоактивных отходов (на примере водоема В-3 Теченского каскада) : автореф. дис. . канд. биол. наук. -Пермь, 2010. - 135 с.
23. Молчанова И.В., Куликов Н.В. Радиоактивные изотопы в системе почва-растение. -М. : Атомиздат, 1972. - 82 с.
24. Павлоцкая Ф.И., Сальников В.Г., Моисеев И.Т. К вопросу о механизме влияния извести и торфа на поступление стронция-90 в растения. - М. : Атомиздат, 1976. - 12 с.
25. Переломов Л.В., Пинский Д.Л. Формы Mn, Pb и Zn в серых лесных почвах Средне -русской возвышенности // Почвоведение. -2003. - № 6. - С. 682-691.
26. Францевич Л.И., Паньков И.В., Ермаков А.А. и др. Моллюски - индикаторы загрязнения среды радионуклидами // Экология. -1995. - С. 57-62.
27. Шилова К.В. Содержание 137Cs и 90Sr в пищевых продуктах лесного происхождения Брянской области // Радиационная гигиена. - 2010. - Т. 3, № 2. - С. 55-61.
28. Юдинцева Е. В., Павленко Л.И., Зюли-кова А.Г. Свойства почв и накопление 137Cs в урожае растений // Агрохимия. - 1981. -№ 8. - С. 86-93.
29. BergeijkK.E. van., NoordijkH., Lembrechts J., FrisselM.J. Influence of pH, soil type and soil organic matter content on soil-to-plant transfer of radiocaesium and strontium as analyzed
by a nonparametric method // J. Environ. Radioactivity. - 1992. - V. 15. - P. 25-39.
30. Nisbet A.F., Woodman F.M. Soil-to-plant transfer factors for radiocaesium and radiostrontium in agricultural systems // Health Phys. - 2000. - V. 78. - P. 279-288.
31. Preston A., Jefferies D.F. Aquatic aspects in chronic and acute contamination situation // Environmental contamination by radioactive materials. Proc. Symp., Vienna, 24-28 March 1969. - Vienna, 1969. - P. 183-191.
32. Sparks D.L. Elucidating the fundamental chemistry of soils: past and recent achievements and future frontiers // Geoderma. - 2001. -V. 100. - P. 303-319.
33. Sheppard S.C., Sheppard M.I. Impact of correlation on stochastic estimates of soil contamination and plant uptake // Health Phys. - 1989. - V. 57. - P. 653-657.
34. Toxicological profile for strontium. U.S. Department of health and human services. Public Health Service. Agency for Toxic Substances and Disease Registry. -April, 2004.
