CC BY
46
УДК 504.53.054:620 (470.61)
ДИНАМИКА ПРОФИЛЕЙ ШС8 ПРОМЫВНОГО ТИПА И ТОКСИЧНОСТЬ ПОЧВ В ЗОНЕ НАБЛЮДЕНИЯ РОСТОВСКОЙ АЭС
Е. Бакаева, Е.А. Бураева, Н.А. Игнатова
Южный отдел Института водных Southern Division of the Institute of Water проблем РАН, Problems of RAS, Hydrochemical
Гидрохимический институт, Institute,Research Institute of Physics,
Научно исследовательский Southern Federal University
институт физики при Южном федеральном университете
137
В работе приведены данные по динамике распределения Cs за 2000-2008 годы,свидетельствующие о его перераспределении по почвенному профилю
^ ^ 137
контрольного участка Ростовской АЭС. Полный запас Csуменьшился приблизительно в 1,5 раза. Необработанные почвы и их водные вытяжки по результатам биотестирования оказывали угнетающие действие на развитие и размножение трех тест-объектов. Вероятно, это связано с повышенной солонцеватостью почв.
Ключевые слова: токсичность, почвы, водные вытяжки, биотестирование, 137Cs , тест-обекты.
The paper presents data on the dynamics of distribution of 137Cs for 2000-2008, indicating its redistribution within the soil profile control area Volgodonsk NPP. Full stock of 137Cs decreased approximately 1.5 times. Untreated soil and water extract on the results of bioassays have a depressing effect on the development and reproduction of three test sites. This is probably due to the high saline soils.
Keywords: toxicity, soil, water extraction, bioassay, 137Cs, the test object.
Характеристика радиационной обстановки Ростовской АЭС (ВД АЭС) без детальных данных не только о пространственной, но и о временной динамикесодержания естественных (ЕРН) и искусственных радионуклидов (ИРН) в различных горизонтах почв, является неполной. Наибольший интерес для района АЭС представляют профили вертикального распределения ИРН (в данном случае 137Cs). Во-
137 „
первых, содержание Cs в слое 0-5см характеризует плотность загрязнения земной
поверхности этим радионуклидом. Во-вторых, с его помощью возможен анализ
137
процессов переноса Cs в почвенно-растительном покрове, в том числе, динамики изменения загрязнения этим радионуклидом. [1]
Оценке токсичности почв уделяют большое внимание среди экологических аспектов работы АЭС. Почвы выполняют огромное количество функций ииграют особую роль в экологических системах. Важнейшая из них - экологическая, обеспечивающая жизненное пространство для человека и живых организмов.Однако, к настоящему времени аналитическими методами невозможно выявить весь комплекс и природных, и вновь синтезируемых веществ, а, главное, - продуктов их
взаимодействия, которые подчас бываю более токсичны и опасны для биоты. В связи, с чем возникает необходимость холистического подхода, обеспечивающего интегральную оценку токсичности сред.Поскольку токсичность является характеристикой биологической, то для ее выявления необходимо использовать представителей биоты. Оценить воздействиевсегокомплекса загрязняющих веществ напредставителей биоты (тест-объекты) позволяет метод биотестирования. Метод биотестирования основан на использовании представительных тест-объектов различных систематических групп и трофических уровней живых организмов.
Материал и методы исследования. В работе представлены данные о распределении 137Csи некоторых ЕРНна одном из контрольных участков (КУ 12) 30 км зоны наблюдения ВД АЭС, полученные в 2000-2008 годах в период нормальной эксплуатации АЭС, когда существенных изменений содержания ИРН (137Cs) не должно быть.
Токсичность проб почвы участка КУ 12 оценивали методом биотестирования в 2008 году.Для оценки токсичности неизмененных почв применяли биотест на фитотоксичность (фитотест). В качестве тест-объекта использовали семена редиса Raphanus sativus. [2] Токсичность водных вытяжек почв оценивали с использованием общепринятого тест-объекта Daphniamagna. [3] в остром опыте и коловраток Brachionuscalyciflorus. [4] в остром и хроническом опытах. Тест-показателями служили процент выклева семян, длина корней и ростков редиса, гибель дафний, гибель и плодовитость коловраток. Степень токсичности оценивали по отклонению (%) тест-показателей в опытных сериях от контрольных. Контроль для почв - садовая земля по горизонтам, для водных вытяжек - эктракция почв дехлорированной водопроводной водой. Общее токсическое действие почвы оценивали по показателю, проявившему наибольшую чувствительность.
КУ 12 относится к водораздельным участкам II Центрального (южного) ландшафтно-геохимического района и расположен на целинных землях: профиль -промывной, почва - лугово-каштановая, солонцеватая, тяжело-суглинистая, растительность - полынь, типчак, мятлик, донник.
<->137
Результаты и обсуждение исследований. Тип профилей Cs на КУ 12 (рис. 1) относится к промывному типу профилей [5] и отличается относительно невысокой или очень низкой величиной А(Ь) у поверхности (до 40Бк/кг), глубоким проникновением шCs (до 45см).
Рисунок 1 - Профили промывного типа.
«-• 137
Динамика изменения профилей Cs на КУ 12 Относительные запасы в слоях 0-15см и 15-45 см часто соизмеримы или большие на большей глубине. Структура профилей очень разнообразна. В большинстве профилей (кроме 2004, 2007, 2008 гг.) нет максимума у поверхности и есть на большой глубине.
Такие профили сформированы в результате особых механизмов переноса 137Cs по почвенному профилю, специфичных для сухого климата и существенного влияния влаги через процессы инфильтрации и кольматажа. В любом случае скорость переноса
137
Cs увеличивается, особенно резко при кольматаже - после длительного сухого
периода почва механически разрушается и при коротких обильных последующих
137
осадках Cs может быстро проникнуть на значительную глубину. При этом может быть преодолен и естественный барьер для 137Cs - солонцеватый горизонт при 15-20см. В обычных условиях из-за незначительной плотности и низкой водонепроницаемости при наличии ионов Na в этом горизонте имеет место ускоренная сорбция 137Cs. Наличие максимума в A(h) и P(h) на этих глубинах может быть связано с солонцеватостью.
В сухом климате влияние влаги (атмосферной или грунтовой) может проявиться в виде транспирации - переноса 137Cs к поверхности с влагой, испаряющейся с поверхности почвы. Для рассматриваемого района характерно и наличие смытых почв.
Данные по содержаниям ЕРН в почве (0-1 см)и растительности приведены в таблице 1.
Таблица 1 - Содержание ЕРН в почве 0-1см и растительности КУ-12
Объект U-238 Ra-226 Pb-210 Th-232 K-40
почва 0-1см 36,1±3,6 46,1±0,9 218,0±16,0 44,0±6,0 427,0±11,0
растительность - 20,6±6,0 114,0±35 5,3±1,2 885,0±14,0
Для КУ 12 содержание 40К в растительности всего в 2 раза больше, чем в почве,
2 38
и в растительности отсутствует.
137
Сравнение данных 1999г и 2004 г по профилям распределения Cs в почвах (по удельной активности АгБк/кг, запасам РгБк/м ) дляКУ 12 приведены в таблице 2 .
Видно, что за 5 лет (с 1999по 2004 гг.) [2] на КУ 12 при неизменном полном
137 2
запасе Cs в почвенном профиле 2Рг=3900Бк/м произошло некоторое перераспределение по его профилю. Относительные запасы во втором слое 1-3см и, особенно, в четвертом слое 5-10см заметно возросли, а в более глубоких слоях при И> 10см Рг и Рг/ЕРг резко уменьшились.
137
Таблица 2 - Динамика распределения Сб по профилям
h, см 1999 год 2004 год 2008 г
Ai, Бк/кг Pi, Бк/м2 Ai, Бк/кг Pi, Бк/м2 Ai, Бк/кг Pi, Бк/м2
1 2 3 4 5 6 7
0-1 14,1±1,3 175±16 22,7±2,3 282±28 14,7±1,3 1108,4±53
1-3 15,5±1,1 384±27 19,7±1,4 488±35 13,7±1,1 564,9±28
3-5 14,2±1,3 352±31 16,2±1,9 402±47 15,6±1,6 713,2±49
Продолжение таблицы 2
1 2 3 4 5 6 7
5-10 19,0±1,6 1150±100 40,4±2,8 2445±170 7,8±0,9 140,1±15
10-15 9,8±0,8 608±50 1,6±1,0 99±62 6,3±0,6 130,9±11
15-25 8,5±1,1 1105±140 1,2±1,0 156±130 4,3±0,3 47,3±5
25-35 1,3±0,6 150±87 - - 13,9±1,5 173,0±16
35-45 - - - - 1,3±0,3 15,2±2
2Р1 3894 3872 2872
«-• 137
За последующие 4 года (с 2004 г по 2008г) полный запас Cs уменьшился приблизительно в 1,5 раза. Это может быть связано: а) с проникновением 137Csв нижележащие слои почвы за счет усиления фильтрации; б) переходом этого радионуклида в доступную растениям форму и последующей фиксацией; в) изменением гидротермического коэффициента данной зоны.
Результаты оценки токсичности почв методом биотестирования на трех тест-объектах представлены в таблицах 3-4.
Таблица 3 - Результаты биотестирования почв по данным фитотоксичности (семена редиса Raphanus sativus)
h, см Тест-показатели, откл. от контроля, % Токсическое действие
выклев длина ростков длина корней
0-1 -30 (нет ТД) +23,8 (нет ТД) +30,0 (нет ТД) Нет ТД
1-3 -65 (ОТД) +40,5 (ОТД) +31,2 (ОТД) ОТД
3-5 -55 (ОТД) +32,5(нет ТД) -40,2 (ОТД) ОТД
5-10 -55 (ОТД) +14,2(нет ТД) +16,5(нет ТД) ОТД
10-15 -70 (ОТД) - 65,0 (ОТД) -60,0 (ОТД) ОТД
15-20 0 (ОТД) 0 (ОТД) 0 (ОТД) ОТД
ОТД - острое токсическое действие, ТД - токсическое действие
Биотест по фитотоксичности с использованием трех тест-показателей свидетельствует об угнетающем действии на выклев семян (табл.3). Отклонение от контроля составило от-30 до -70%.Нагоризонте 15-20см выклева семян не было.Верхние горизонты почвы оказывали небольшое стимулирующее действие на развитие ростков редиса, нижние горизонты с 10-15см - угнетающее действие. Полностью непригодны для семян редиса оказались пробы почвы горизонта 15 -20см. По данным трех тест-показателей фитотеста действие почв можно оценить как острое токсическое.
Результаты биотестирования на двух тест-объектах (Dahniamagna, Brachionuscalyciflorus) свидетельствуют о негативном действии водных вытяжек почв на тест-показатель «выживаемость» (табл.4). Однако наиболее важным для прогноза
развития популяции из используемых тест-показателей является плодовитость. Короткоцикличные виды, такие как коловратки, позволяют за небольшой промежуток времени (четверо суток) проследить смену 3 -4 поколений.Результаты биотестирования водных вытяжек почв поплодовитости выживших коловраток также свидетельствуют о негативном воздействиипочв, что проявлялось в снижении плодовитости и абортировании яиц.
Таблица 4 - Результаты биотестирования почв по данным двух тест-объектов
h, cm Dahnia magna Brachionus calyciflorus Токсическое действие
снижение выживаемости, % от контроля снижение выживаемости, % от контроля плодовитость, откл.от К, %
0-1 20 (Нет ТД) 25 (нет ТД) -35 (ХТД) ХТД
1-3 35 (ОТД) 40 (ОТД) -40 (ОТД) ОТД
3-5 30 (ОТД) 40 (ОТД) -40 (ОТД) ОТД
5-10 40 (ОТД) 35 (ОТД) -55 (ОТД) ОТД
10-15 40 (ОТД) 50 (ОТД) -80 (ОТД) ОТД
15-20 80 (ОТД) 70 (ОТД) -100 (ОТД) ОТД
ОТД - острое токсическое действие, ХТД - хроническое токсическое действие, ТД - токсическое действие
Возрастание токсичности почв с глубиной можно объяснить, во-первых, с повышением солонцеватости почв с горизонта 15-20см, во-вторых, одинаково сухое жаркое летос короткими ливневыми дождямив 2006 - 2008 годахмогло способствовало проникновению загрязняющих веществ с поверхности в более глубокие слои почв с дождевым смывом. Данные биотестирования дают адекватную картину общего воздействия всего комплекса абиотических и биотических факторов среды на биоту. [6]
Таким образом, перераспределение содержания 137Cs по профилям промывного типа и увеличение токсического воздействия почв на биоту с глубиной профилей связано с особенностями почв и климата: солонцеватым барьером почвенных горизонтов и сухими жаркими летними сезонами, способствующимиестественному кольматажу.
Литература
1. Бураева Е.А., Давыдов М.Г., Рахманов И.Б., Малаева Т.Ю., Сушкевич Л.В.,
137
Тимонина Ю.А. Вертикальное распределение Cs в почвах и донных отложениях Цимлянского водохранилища в районе расположения РоАЭС. // В сб. научных трудов научно-технической конференции «Научно-инновационное сотрудничество», Москва, 2002, Т. 2, С. 132-133.
2. СанПиН 2.1.7.573-96 Санитарная охрана почвы гигиенические требования к использованию сточных вод. Утв. Постановлением № 46 Госкомсанэпиднадзора РФ от 31.10.96 .
3. РД 52.24.566-94 Методы токсикологической оценки загрязнения пресноводных экосистем. М.: ФСР Госкомгидромета, 1994. - 129 с.
4. Р 52.24.662 -2004 оценка токсического загрязнения природных вод и донных отложений пресноводных экосистем методами биотестирования с использованием коловраток. М.: Метеоагенство Росгидромета, 2006. - 60 с.
5. Бураева Е.А., Давыдов М.Г., Зорина Л.В., Кобцева М.А., Стасов В.В. Радиоэкологический мониторинг зоны наблюдения Волгодонской АЭС // Известия высших учебных заведений Северо-Кавказский регион технические науки. 2010. № 2. С.154-159.
6. Бакаева Е.Н., Никаноров Н.А. Гидробионты в оценке качества вод. М.: Наука, 2006. - 238 с.
Бакаева Елена Николаевна - доктор биологических наук, ведущий научный сотрудник, Гидрохимический институт, Южный отдел Института водных проблем РАН.Е-mail: rotaria@mail.ru
Игнатова Надежда Анатольевна - младший научный сотрудник, Гидрохимический институт, Южный отдел Института водных проблем РАН. E-mail: ignatse@aaanet.ru
Бураева Елена Анатольевна - кандидат химических наук, заведующий лабораторией радиоэкологических исследований Научно-исследовательского института Физики при Южном федеральном университете (НИИ Физики при ЮФУ). E-mail: buraeva_elena@mail.ru
Bakaeva Elena N. - doctor ofbiology,the scientific employer, Hydrochemical institute, Southern department of Institute of water problems of the Russian Academy of Sciences. E-mail: rotaria@mail.ru
Ignatova Nadeschda A. - the scientific employer,Hydrochemical institute, Southern department of Institute of water problems of the Russian Academy of Sciences. E-mail: ignatse@aaanet.ru
Buraeva Elena A. - senior researcher and head of theLaboratory studies of Radioecology Research Institute of Physics at Southern Federal University (Institute of Physics at SFU). E-mail: buraeva_elena@mail.ru
