CC BY
4
УДК 631.472.5:539.16.04
ИЗОТОПНОЕ СООТНОШЕНИЕ 137Cs/133Cs В ПОЧВАХ И РАСТИТЕЛЬНОМ ПОКРОВЕ ЛЕСНЫХ ЭКОСИСТЕМ (ОБЗОР)
Д. Н. Липатов*, А. И. Щеглов, Д. В. Манахов, О. Б. Цветнова
МГУ имени М.В. Ломоносова, факультет почвоведения, 119991, Россия, Москва, Ленинские горы, д. 1, стр. 12 * E-mail: dlip@soil.msu.ru
Цель работы — обобщить имеющиеся в научной литературе данные по значениям изотопного соотношения 137Cs/133Cs в почвах и растительном покрове лесных экосистем на радиоактивно загрязненных и фоновых территориях. Представленные в радиоэкологических исследованиях значения удельной активности 137Cs и концентрации 133Cs унифицированы с помощью расчета молярного соотношения этих изотопов. На основе обобщенных литературных сведений показано, что значения 137Cs/133Cs в почвах, лесных подстилках и растительности увеличиваются на радиоактивно загрязненных территориях. В фоновых регионах, подверженных только глобальным радиоактивным выпадениям, изотопное соотношение 137Cs/133Cs составляет около 0,1-1,0 (х 10-8), тогда как в зоне чернобыльских выпадений повышается в 1000-100 000 раз. Изотопное соотношение 137Cs/133Cs уменьшается вниз по профилям почв в различных лесных экосистемах. Пространственное варьирование соотношения 137Cs/133Cs в подстилках связано с разнообразием экотопов в лесных биогеоценозах. Выравнивание значений соотношения 137Cs/133Cs в растительном покрове и верхних почвенных горизонтах указывает на достигнутое равновесие техногенного 137Cs с природным стабильным 133Cs в биогеохимическом цикле этого элемента. В сравнительном исследовании выявлено, что изотопное соотношение 137Cs/133Cs возрастает в следующем ряду представителей растительного покрова: Bryophyta < Sorbus aucuparia < Lichenes < Russula vesca < Frangula alnus < Polypodiophyta. Для грибов отмечены межвидовые различия в следующем возрастающем ряду по изотопному соотношению Cs137/Cs133: Lactarius deliciosus < Sarcodon scabrosus < Suillus bovinus < Tricholoma saponaceum < Lepista nuda < Russula delica < Macrolepiota excoriata. Для эталонного вида хвойных деревьев — Pinus sylvestris — изотопное соотношение 137Cs/133Cs на загрязненном чернобыльскими выпадениями лесном участке Брянской области возрастает в следующем ряду компонентов: корни < крупные ветви < древесина ствола < хвоя < мелкие ветки < шишки.
Ключевые слова: лесные почвы, лесная подстилка, грибы, радиоэкологический мониторинг, чернобыльские выпадения, биогеохимический цикл цезия.
Введение
Закономерности миграции и накопления техногенных радионуклидов в почвах и растительном покрове связаны с поведением их изотопных и неизотопных аналогов. Это позволяет использовать распределение стабильных химических элементов для прогнозирования миграции радионуклидов и, наоборот, применять радионуклиды в качестве трассеров в биогеохимических исследованиях их изотопных и неизотопных носителей [7, 10, 12].
Радиоактивный изотоп 137Сз является основным техногенным радионуклидом, формирующим гамма-излучение на территориях, загрязненных в результате аварий на Чернобыльской АЭС (ЧАЭС), произошедшей в 1986 г., и на АЭС «Фукусима» в 2011 г. Закономерности поступления и миграции 137Сз в лесных экосистемах изучались в первые годы после радиоактивных выпадений [11, 13, 17, 31, 41] и продолжают исследоваться в отдаленный период после аварий [3, 29]. В лесной радиоэкологии установлено, что интенсивность заглубления 137Сз в почвенном профиле зависит от типа экосистемы и
свойств почвы, при этом особая роль принадлежит строению и мощности подстилки. Поглощение 137Сз лесной растительностью определяется физико-химической формой соединений радионуклидов в составе выпадений, возрастом и составом древостоя, а также свойствами почв. Через 10-20 лет после радиоактивных выпадений распределение 137Сз в почвенно-растительном покрове лесов приближается к квазиравновесному состоянию [8, 13].
Стабильный 133С8 — щелочной металл с химическими свойствами, идентичными поведению радиоактивных 137Сз и 134Сз. Их совместное исследование проводилось для оценки переноса стабильного и техногенных изотопов в сельскохозяйственную продукцию [32-34, 38], в растительность субальпийских лугов [35], а также в донные отложения и водные макрофиты [23, 30] на территориях с различным уровнем радиоактивного загрязнения. Совместное поведение стабильного 133С8 и радиоактивного 137Сз используется для оценки технологий фиторемедиации [14] в условиях загрязнения почв радионуклидами и тяжелыми металлами.
В ряде исследований при анализе стабильного цезия и его радиоактивных изотопов в природных средах применяется расчет изотопных соотношений 137С8/133С8, 134С8/133С8. Актуальной задачей является использование изотопных соотношений для количественной оценки интенсивности биологического круговорота этих элементов и других процессов в экосистемах. Цель нашей работы — обобщить имеющиеся в научной литературе данные по значениям изотопного соотношения 137С8/133С8 в почвах и растительном покрове лесных экосистем на радиоактивно загрязненных и фоновых территориях, а также представить основные закономерности его распределения, выявленные в исследованиях различных авторов.
Материалы и методы
В ряде научных работ значения изотопного показателя 137Сз/133Сз рассчитывались в виде отношения удельной активности радиоактивного 137С8 (Бк/ кг) к концентрации стабильного 133С8 (мг/кг) в исследованных пробах и были выражены в следующих единицах: Бк/мг, кБк/мг, Бк/мкг [18, 20, 26]. Более универсальный подход к расчету этого изотопного
показателя основан на переходе к молярному отношению 137С8 и 133С8 [15, 37], используя следующее выражение:
137С8 / 133С8 = 3,05 х 10-10 х А(137С8) / С(133С8),
где А(137С8) — удельная активность 137С8 (Бк/кг), С(133С8) — концентрация 133С8 (мг/кг).
Такое унифицированное вычисление изотопного соотношения 137С8/133С8 на основе их молярного отношения использовано и в нашей статье. С помощью этой формулы пересчитаны значения изотопных соотношений, представленные во всех указанных статьях, и проведен их сравнительный анализ.
Значения изотопного соотношения 137С8/133С8 в отдельных компонентах древесной растительности на радиоактивно загрязненных территориях рассмотрены на примере сосны обыкновенной. Сосна может использоваться в качестве одного из эталонных видов растений, рекомендованных Международной комиссией по радиологической защите для оценок радиационного воздействия на биоту [6]. Сведения о распределении радионуклидов в древесине, коре, корнях, ветвях, хвое, шишках необходимы для оценки дозы облучения деревьев [9].
Таблица 1
Значения изотопного соотношения 137Cs/133Cs в верхних и средних горизонтах лесных почв на территориях с различным уровнем радиоактивного загрязнения (по литературным данным)
Авторы Источник радиоактивных выпадений Годы исследования Страна, регион Пункт Фитоценоз, почвы Горизонт, слой, см Удельная активность 137С8, Бк/кг 137С8/133С8 (х 10-8)
СЬао ег а1., 2008 [15] Глобальные выпадения 2002-2004 Тайвань, озеро Юаньян Вершина горы Кипарисови-ки, горные почвы Е, 0-4 16,5 0,549
Вг, 4-39 3,5 0,008
Склон Е1, 0-4 7,9 0,018
Е2, 4-16 1,9 0,005
Берег озера А, 0-4 21,7 0,058
Е,4-14 1,1 0,003
Karadeniz, Yaprak, 2007 [20] Глобальные выпадения и ЧАЭС 2002 Турция, Измир Деревня Чи-нардиби Сосняки, лесные почвы А,13-23 7,8 0,323
Е, 23-31 2,2 0,067
В, 31-55 0,7 0,017
Деревня Куру-дере А1, 4-37 3,5 0,164
Е,37-60 0,3 0,013
Ruhm ег a1., 1999 [26] ЧАЭС 1996 Германия, Бавария Город Хёх-штадт Ельник, бурозем АЬ, 0-3 588 6,44
В, 5-8 81 0,830
Yoshida ег 2004 [40] ЧАЭС 1998 Республика Беларусь, Гомельский район и Гомельская область Поселок Коре-нёвка Сосняки, дерново-подзолистые супесчаные и песчаные 0-5 275 16,3
5-10 30 1,37
10-20 6,5 0,229
Деревня Бабчин 0-5 11500 1647
5-10 1850 130
10-20 400 21,4
Род, Andersson, 2001 [18] ЧАЭС 1997 Россия, Брянская область, Новозыб- ковскии район Поселок Новые Бобовичи Сосняки, дерново-подзолистые песчаные 0-1,6 45000 3812
1,7-5,0 82000 6954
Деревня Гута-Муравинка 0-1,6 122000 6527
1,7-5,0 88000 6405
Село Заборье 0-1,6 236000 8876
1,7-5,0 69000 2410
Результаты
137Cs/133Cs в почвах и лесных подстилках.
Кларк стабильного 133С8 в почвах равен 5 мг/кг [1]. Уровни содержания природного цезия в различных горных породах и почвах обусловлены их минералогическим составом и катионообменной способностью [16, 19]. Коэффициент биологического поглощения цезия из почвы растениями составляет 0,79 [2], значит, в них не происходит накопления этого элемента. Поглощение цезия растениями в значительной степени связано с концентрацией обменного калия и аммония в корневой зоне [22, 24, 28, 42].
В почвах на фоновой лесной территории, подверженной только глобальным радиоактивным выпадениям, в качестве которой можно рассматривать горный район Тайваня [15], значения изотопного соотношения 137Сз/133Сз составляют в поверхностном минеральном горизонте 0,018-0,549 (х 10-8) (табл. 1).
В Германии и Турции в дальней зоне чернобыльских выпадений изотопное соотношение 137Сз/133Сз в поверхностных минеральных горизонтах почв возрастает до 0,164-6,44 (х 10-8) [20, 26]. В средней и ближней зонах радиоактивного загрязнения, сформированных вследствие аварии на Чернобыльской АЭС, на территории Гомельской области Республики Беларусь и Новозыбковского района Брянской области России значения изотопного соотношения
137Сз/133Сз в верхних минеральных горизонтах почв достигают 1647-8876 (х 10-8) [18, 40].
Значения изотопного соотношения 137Сз/133Сз в лесных подстилках на горной территории Тайваня составляют 0,36-2,27 (х 10-8) (табл. 2). При этом на данной фоновой территории, подверженной только глобальным радиоактивным выпадениям, изотопное соотношение резко уменьшается в нижнем слое подстилки [15]. В дальней зоне чернобыльских выпадений изотопное соотношение 137Сз/133Сз в лесных подстилках возрастает до 1,0-14,6 (х 10-8) [5, 20]. В ближней зоне чернобыльских выпадений в Гомельской области Республики Беларусь значения изотопного соотношения 137Сз/133Сз в лесных подстилках достигают 4941-8632 (х 10-8) [40]. При этом на радиоактивно загрязненных территориях в верхнем подгоризонте L, представленном растительным опадом, изотопное соотношение 137Сз/133Сз меньше, чем в нижележащих подгоризонтах О£ ОЬ, состоящих из разложенных органических остатков. Увеличение изотопного соотношения в нижней части подстилки и в самом верхнем подподстилочном слое связано с относительным накоплением 137Сз именно в этих подгоризонтах (ОЬ, АО) через 10-20 лет после чернобыльских выпадений [4, 21].
137Cs/133Cs в растительном покрове. Значения изотопного соотношения 137Сз/133Сз во мхах, папоротниках и кустарниках на фоновой территории Тайваня составляют около 1,0 (х 10-8) [15]. Вместе
Таблица 2
Значения изотопного соотношения 137Cs/133Cs в лесных подстилках на территориях с различным уровнем радиоактивного загрязнения (по литературным данным)
Авторы Источник радиоактивных выпадений Годы исследования Страна, регион Пункт Фитоценоз, почвы Горизонт подстилки Удельная активность 137С8, Бк/кг 137Cs/133Cs (х 10-8)
Chao et al., 2008 [15] Глобальные выпадения 2002-2004 Тайвань, озеро Юаньян Вершина Кипарисо-вики, горные почвы О1 45,5 1,43
Ое 74,4 0,50
Склон О1 46,1 2,27
Ое 31,1 0,39
Берег озера О1 34,5 1,37
Ое 49,4 0,36
Karadeniz, Yaprak, 2007 [20] Глобальные выпадения и ЧАЭС 2002 Турция, Измир Деревня Чинардиби Сосняки, лесные почвы О1 15,5 1,53
О2 161 4,45
Деревня Курудере О 90,7 4,85
Ruhm et al., 1999 [26] ЧАЭС 1996 Германия, Бавария Город Хёхштадт Ельник, буроземы L 230 34,7
О1 1174 39,8
ОЬ 938 12,7
Липатов и др., 2018 [5] ЧАЭС 2000 Россия, Смоленская область, Рославльский район Кургановское лесничество, 73 квартал Ельник, дерново- подзолистые OL+Of 303-2173 1,0-14,6
Yoshida et al., 2004 [40] ЧАЭС 1998 Республика Беларусь, Гомельская область и Гомельский район Поселок Коренёвка Сосняки, дерново-подзолистые L 187 32,6
О^ОЬ 1180 57,3
Деревня Бабчин L 20600 4941
О^ОЬ 158000 8632
Таблица 3
Значения изотопного соотношения 137Cs/133Cs в растениях, грибах, мхах и лишайниках на территориях с различным уровнем радиоактивного загрязнения (по литературным данным)
Авторы Источник радиоактивных выпадений Годы исследования Страна, регион, пункт Представители растительного покрова (видовое название) Удельная активность 137Cs, Бк/кг 137Cs/133Cs (x 10-8)
Chao et al., 2008 [15] Глобальные выпадения 2002-2004 Тайвань, озеро Юаньян Мхи (Pseudospiridentopsis spp., Bazzania spp., Schistochila spp.) 17,7 0,964
Папоротник (Diplopterygium glaucum (Thunb.)) 20,3 0,187
Папоротник (Plagiogyria formosana (Blume)) 44,3 1,19
Кустарник (Rhododendron formosanum (Hemsl.)) 23,1 1,17
Karadeniz, Yaprak, 2007 [20] Глобальные выпадения и ЧАЭС 2002 Турция, Измир, д. Чи-нардиби Гриб ежовик шероховатый (Sarcodon scabrosus (Fr.) 107-401 1,08-1,87
Гриб рыжик настоящий (Lactarius deliciosus (L.)) 25-39 1,04-1,35
Гриб рядовка фиолетовая (Lepista nuda (Bull.)) 118 2,16
Гриб козляк (Suillus bovinus (L.)) 63,1 1,70
Турция, Измир, д. Курудере Гриб подгруздок белый (Russula delica (Fr.)) 59,3 2,99
Гриб рядовка землистая (Tricholoma saponaceum (Fr.)) 9,8 2,17
Гриб зонтик белый (Macrolepiota excoriata (Schaeff.)) 15,6 11,9
Vinichuk et al., 2010 [37] ЧАЭС 2005 Швеция, Уппсала Гриб масленок желто-бурый (Suillus variegatus (Sw.)) 4151 4,9
Vinichuk et al., 2011 [36] ЧАЭС 2007 Швеция, Уппсала Мох сфагнум (Sphagnum papillosum (Lindb.)) 1300-3350 37-50
Yoshida et al., 2004 [40] ЧАЭС 1998 Республика Беларусь, Гомельский район, п. Коренёвка Рябина обыкновенная (Sorbus aucuparia (L.)) 57 55,2
Крушина ломкая (Frangula alnus (Mill.)) 82 97,3
Папоротники (Polypodiôphyta) 2120 157
Мхи (Bryophyta) 143 26,2
Гриб сыроежка пищевая (Russula vesca (Fr.)) 1990 64,7
Лишайники (Lichenes) 820 62,5
Республика Беларусь, Гомельская область, д. Бабчин Папоротники (Polypodiôphyta) 175000 8235
Мхи (Bryophyta) 44400 3996
Гриб боровик (Boletus edulis (Bull.)) 57800-65800 3200-4575
с тем отмечается 6-кратная изменчивость этого показателя между видами папоротников (табл. 3). В дальней зоне чернобыльских выпадений на территории Швеции изотопное соотношение 137Cs/133Cs во мхах (Sphagnum papillosum (Lindb.)) возрастает до 37-50 (х 10-8) [37]. В ближней зоне чернобыльских выпадений в Гомельской области Республики Беларусь изотопное соотношение для мхов достигает 3993 (х 10-8), для папоротников — 8235 (х 10-8) [40]. Аналогичный рост изотопного соотношения 137Cs/133Cs на радиоактивно загрязненных территориях отмечается и для грибов.
Значения изотопного соотношения 137Cs/133Cs в компонентах сосны, рассмотренные в ряде исследований, возрастают с увеличением степени радиоактивного загрязнения (табл. 4). Так, на участках с различным уровнем чернобыльских выпадений в Гомельской области Республики Бе-
ларусь соотношение 137Сз/133С8 в хвое сосны изменяется от 28 до 8357 (х 10-8) [40], то есть почти в 300 раз. При этом увеличение соотношения на обоих контрольных пунктах наблюдается в однолетней хвое, тогда как в хвое прошлых лет этот показатель в 1,5-3 раза меньше. Значения изотопного соотношения 137Сз/133Сз в хвое прошлых лет (3-4 года) были сходными с теми, которые зафиксированы на этих участках для верхнего горизонта подстилки L (табл. 2), преимущественно состоящего из такого растительного опада. Значит, это изотопное соотношение может использоваться для маркирования компонентов растительности, формирующих материал лесной подстилки. В лесных биогеоценозах радиоцезий поступает на поверхность почвы в составе аэрозольных частиц радиоактивных выпадений, а также вместе с опадом и в ходе стволового и кронового стоков [13].
Таблица 4
Значения изотопного соотношения 137Cs/133Cs в компонентах сосны обыкновенной на радиоактивно загрязненных территориях (по литературным данным)
Авторы Источник радиоактивных выпадений Годы исследования Страна, регион, пункт Порода деревьев Компонент деревьев Удельная активность 137Cs, Бк/кг 137Cs/133Cs (х 10-8)
Yoshida et al., 2004 [40] ЧАЭС 1998 Республика Беларусь, Гомельский район, п. Коренёвка Сосна (Pinus sylvestris L.) Хвоя 1 года 154 75
Хвоя 2 года 24 48
Хвоя 3 года 18 36
Хвоя 4 года 14 28
Кора комля 76 91
Республика Беларусь, Гомельская область, д. Бабчин Сосна (Pinus sylvestris L.) Хвоя 1 года 33 000 8357
Хвоя 2 года 5000 6070
Хвоя 3 года 4310 5460
Хвоя 4 года 4540 5246
Кора комля 3650 6680
Древесина вершины 773 3264
Древесина середины 1290 6100
Древесина комля 1110 6375
Fog, Andersson, 2001 [18] ЧАЭС 1997 Россия, Брянская область, Ново-зыбковский район, с. Заборье Сосна (Pinus sylvestris L.) Шишки 36300 8540
Хвоя 27300 5795
Мелкие ветки 38600 8235
Крупные ветви 12800 1220
Древесина ствола 4100 2440
Корни 7700 305
Обсуждение
Обобщение результатов исследований, представленных в литературе, показывает, что значения изотопного соотношения 137С8/133С8 в лесных почвах на радиоактивно загрязненных территориях увеличиваются в 1000-100 000 раз по сравнению с регионом, подверженным только глобальным выпадениям (табл. 1). Такое значительное изменение изотопного соотношения связано с резким увеличением удельной активности 137С8 в верхних горизонтах почв ближней зоны загрязнения чернобыльскими выпадениями.
Изотопное соотношение 137С8/133С8 уменьшается вниз по профилям исследованных почв (табл. 1). Это связано с тем, что техногенный 137С8, поступивший в результате аэральных выпадений, фиксируется преимущественно в верхнем слое лесных почв и его вертикальная миграция замедленна [13, 25]. Кроме того, в нижележащих минеральных горизонтах часто отмечается более высокое содержание стабильного цезия, поэтому изотопное соотношение постепенно уменьшается. Отмечено, что техногенный 137Сз в глубоких слоях почвы может иметь более подвижные химические формы по сравнению с природным 133С8, который в значительной степени связан с минеральной фракцией почвенной матрицы [18]. Изменения значений изотопного соотношения 137Сз/133Сз в верхних горизонтах отражают интенсивность вертикальной миграции 137С8 в профилях лесных почв.
В работе японских исследователей рассмотрено распределение различных форм радиоактивного и
стабильного цезия в гранулометрических фракциях почв, загрязненных вследствие аварии на АЭС «Фукусима» [27]. Методом последовательных экстракций выявлено, что 137С8 преимущественно присутствовал в вытяжке, полученной при растворении сильной кислотой, и остатке, а также в мелкозернистых фракциях, которые богаты слюдистыми минералами. Уменьшение изотопного соотношения 137Сз/133Сз в сильнокислотной вытяжке, которая избирательно растворяет глинистые минералы, указывает на то, что через 1 год после фукусимских выпадений радиоцезий еще не находился в устойчивом состоянии фиксации глинистыми минералами и некоторая доля этого радионуклида присутствовала в лабильных фракциях. Эти результаты характеризуют подвижность и распределение 137С8 в сравнении со стабильным 133С8 и являются важными для разработки контрмер по дезактивации почв, загрязненных радионуклидами.
Обобщение результатов нескольких исследований показывает, что значения изотопного соотношения 137С8/133С8 в лесных подстилках на радиоактивно загрязненных территориях увеличиваются в 1000-10 000 по сравнению с регионом, подверженным только глобальным выпадениям (табл. 2).
В дальней зоне чернобыльских выпадений изотопное соотношение 137С8/133С8 в подстилке характеризуется значительным пространственным варьированием, изменяясь в разнообразных экото-пах лесного биогеоценоза [5]. В ельнике Смоленской области соотношение 137С8/133С8 было повышено в подстилках елово-мертвопокровных и березо-
во-мертвопокровных экотопов, и это обусловлено низкой скоростью разложения опада и замедленностью биологического круговорота цезия в этих экотопах. При этом в окнах между деревьями зафиксировано уменьшение изотопного соотношения 137Сз/133Сз в подстилке, указывающее на более интенсивный круговорот элементов на таких микроучастках леса. Значения изотопного соотношения 137С8/133С8 в подстилках могут использоваться для оценки параметров биологического круговорота в лесных экосистемах.
Обобщение результатов нескольких исследований показывает, что значения изотопного соотношения 137С8/133С8 во мхах, папоротниках и грибах увеличиваются в ближней зоне загрязнения чернобыльскими выпадениями в 1000-10 000 раз по сравнению с регионом, подверженным только глобальным выпадениям (табл. 3).
Сравнение растений, мхов, грибов и лишайников по уровню накопления 137С8 и изотопному соотношению 137С8/133С8 на одной лесной территории в районе поселка Коренёвка (Гомельский район, Республика Беларусь) показывает, что они значительно различаются (табл. 3). По уровню удельной активности 137С8 эти компоненты растительного покрова формируют следующий возрастающий ряд: рябина обыкновенная < крушина ломкая < мхи < лишайники < гриб сыроежка < папоротники. По изотопному соотношению 137С8/133С8 отмечен следующий возрастающий ряд: мхи < рябина обыкновенная < лишайники < гриб сыроежка < крушина ломкая < папоротники.
Для грибов отмечены отчетливо выраженные межвидовые различия по изотопному соотношению 137С8/133С8 [20]. По уровню удельной активности 137С8 исследованные в лесах округа Измир (Турция) грибы формируют следующий возрастающий ряд: рядовка землистая < зонтик белый < рыжик настоящий < подгруздок белый < козляк < рядовка фиолетовая < ежовик шероховатый. Вместе с тем по увеличению изотопного соотношения 137С8/133С8 в этих видах грибов наблюдается другой ряд: рыжик настоящий < ежовик шероховатый < козляк < рядовка землистая < рядовка фиолетовая < подгруздок белый < зонтик белый. Основными причинами таких межвидовых различий по изотопному соотношению являются биохимические особенности отдельных видов, а также поглощение элементов мицелием грибов из разных слоев лесной подстилки и верхних слоев почв. Стабильный 133С8 может быть менее доступным для усвоения грибами и растениями, поскольку он содержится в минеральных соединениях почвы [37]. В лесных экосистемах через 10-20 лет после радиоактивных выпадений большая часть радиоцезия содержится в подстилке, где содержание минеральных примесей обычно невелико и, следовательно, физико-химические свойства стабильного цезия и радиоцезия
будут аналогичными. Предлагалось использовать соотношение 137С8/133С8 в качестве показателя для определения локализации грибного мицелия. При этом изотопное соотношение в плодовых телах грибов должно отражать таковое для горизонта подстилки или почвы, из которого преимущественно поступает радиоцезий [26].
Изотопное соотношение 137С8/133С8 может применяться для оценки параметров биологического круговорота на основе сопоставления значений, выявленных в почве, подстилке, грибах и растениях. Этот показатель косвенно отражает скорость поглощения цезия растениями и интенсивность высвобождения этого элемента из подстилки. На примере отдельных видов грибов, мхов и растений отмечается равновесие в биогеохимических циклах 137С8 и стабильного 133С8 уже через 15-20 лет после чернобыльских выпадений [34, 37, 40]. Результаты этих исследований основаны на том, что в ходе процессов, происходящих в лесных биогеоценозах, радиоцезий мигрирует и постепенно достигает равновесия со стабильным изотопом цезия. Уровень равновесия может быть измерен постоянством соотношения 137С8/133С8 в растительном покрове и верхних почвенных горизонтах. Сопоставление значений соотношения 137С8/133С8 в подстилках и растениях использовано для прогнозирования долгосрочного переноса радионуклида в биоту [40]. В исследовании, проведенном через 3-5 лет после загрязнения вследствие аварии на АЭС «Фукусима», показано, что распределение 137С8 между надземными компонентами биомассы в лесных экосистемах японского кедра постепенно приближалось к квазиравновесному, характерному для стабильного цезия 133С8 [39]. В этой работе изотопное соотношение 137С8/133С8 использовано для наблюдения за краткосрочной динамикой поглощения радиоцезия в лесных биогеоценозах после радиоактивного загрязнения в результате аварии на АЭС «Фукусима».
На загрязненном чернобыльскими выпадениями лесном участке Новозыбковского района Брянской области изотопное соотношение 137С8/133С8 возрастает в следующем ряду компонентов сосны обыкновенной: корни < крупные ветви < древесина ствола < хвоя < мелкие ветки < шишки (табл. 4). Такое распределение по компонентам сосны связано с более интенсивным поступлением цезия в растущие части деревьев в ходе калийного питания [18]. На радиоактивно загрязненной территории комлевая часть древесины характеризовалась более высоким соотношением 137С8/133С8 по сравнению с вершинной [40]. Результаты этих исследований показывают, что изотопное соотношение 137С8/133С8 может применяться для изучения процессов, определяющих уровни загрязнения лесохозяйственной продукции на территориях радиоактивных выпадений.
Заключение
1. На основе обобщения литературных сведений установлено, что значения изотопного соотношения 137С8/133С8 в почвах, подстилках и растительности возрастают с увеличением уровня радиоактивного загрязнения лесных биогеоценозов. На фоновой территории, подверженной только глобальным радиоактивным выпадениям, изотопное соотношение 137С8/133С8 составляет около 0,1-1,0 (х 10-8), тогда как в зоне чернобыльских выпадений повышается в 1000-100 000 раз.
2. Изотопное соотношение 137С8/133С8 уменьшается вниз по профилям лесных почв, исследованных в различных регионах. На радиоактивно загрязненных территориях наблюдается увеличение изотопного соотношения в нижней части лесной подстилки и в самом верхнем гумусовом слое, обусловленное накоплением 137С8 в этих под-горизонтах (ОЬ, АО). Пространственное варьирование изотопного соотношения 137С8/133С8 в подстилках связано с разнообразием экотопов лесных биогеоценозов.
3. Сопряженный анализ значений изотопного соотношения 137С8/133С8 в почве, подстилке, грибах и растениях применим для оценки параметров биологического круговорота в лесных экосистемах на радиоактивно загрязненных территориях. В биогеохимических циклах равновесие техногенного 137С8 с природным стабильным 133С8 может определяться на основе сходного соотношения 137С8/133С8 в растительном покрове и верхних почвенных горизонтах.
4. В сравнительном исследовании выявлено, что изотопное соотношение 137С8/133С8 возрастает в следующем ряду компонентов растительного покрова: мхи < рябина обыкновенная < лишайники < гриб сыроежка < крушина ломкая < папоротники. Для грибов отмечены межвидовые различия в следующем возрастающем ряду по изотопному соотношению 137С8/133С8: рыжик настоящий < ежовик шероховатый < козляк < рядовка землистая < рядовка фиолетовая < подгруздок белый < зонтик белый.
5. Для эталонного вида хвойных деревьев — сосны обыкновенной — изотопное соотношение 137С8/133С8 на загрязненном чернобыльскими выпадениями лесном участке Брянской области возрастает в следующем ряду компонентов: корни < крупные ветви < древесина ствола < хвоя < мелкие ветки < шишки. Увеличение соотношения 137С8/133С8 наблюдается в однолетней хвое, тогда как в хвое прошлых лет этот показатель в 1,5-3 раза меньше.
Информация о финансировании работы
Исследование проводилось в рамках НИОКТР № АААА-А21-121012290189-8, выполняемой по государственному заданию, при поддержке Междисциплинарной научно-образовательной школы
Московского государственного университета имени М.В. Ломоносова «Будущее планеты и глобальные изменения окружающей среды».
КОНФЛИКТ ИНТЕРЕСОВ
Aвторы заявляют, что у них нет конфликта интересов.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Aлексеенко B.A. Экологическая геохимия. М.,
2000.
2. Добровольский В.В. Основы биогеохимии. М.,
2003.
3. Краснов В.П., Орлов A.A., Бузун B.A. и др. Прикладная радиоэкология леса. Житомир, 2007.
4. Липатов Д.Н., Щеглов AM., Цветнова О.Б. Содержание и распределение 137Cs в почвах лесных и агро-экосистем Тульской области // Радиационная биология. Радиоэкология. 2007. Т. 47, № 5.
5. Липатов Д.Н., Щеглов A.M., Манахов Д.В. и др. Пространственное распределение чернобыльского 13^s, стабильного "^s и тяжелых металлов в подстилке ельника // Радиационная биология. Радиоэкология. 2018. Т. 58, № 6. https://doi.org/10.1134/S0869803118060085
6. Основные принципы оценки воздействия ионизирующих излучений на живые организмы, за исключением человека. Публикация 91 МКРЗ: Пер. с англ. М.,
2004.
7. Павлоцкая Ф.И. Миграция радиоактивных продуктов глобальных выпадений в почвах. М., 1974.
8. Переволоцкий A.H., Переволоцкая Т.В. Обоснование ведения системы радиоэкологического мониторинга в лесных биогеоценозах на различных этапах после радиоактивных выпадений // Радиационная биология. Радиоэкология. 2012. Т. 52, № 3.
9. Переволоцкий A.H., Переволоцкая Т.В., Спиридонов С.И. Концептуальные положения дозиметрической модели облучения растений биогеоценозов при хронических радиоактивных выпадениях // Радиационная биология. Радиоэкология. 2019. Т. 59, № 1. https://doi. org/10.1134/S0869803119010089
10. Пути миграции искусственных радионуклидов в окружающей среде: Пер. с англ. / Под ред. Ф. Уорнера, Р. Харрисона. М., 1999.
11. Тихомиров ФЛ., Щеглов A.M., Цветнова О.Б. и др. Геохимическая миграция радионуклидов в лесных экосистемах зоны радиоактивного загрязнения ЧAЭС // Почвоведение. 1990. № 10.
12. Фокин A.Д., Лурье A.A., Торшин CM. Сельскохозяйственная радиология. М., 2005.
13. Щеглов A.M. Биогеохимия техногенных радионуклидов в лесных экосистемах. М., 1999.
14. Burger A., Lichtscheidl I. Stable and radioactive cesium: A review about distribution in the environment, uptake and translocation in plants, plant reactions and plants' potential for bioremediation // Sci. Total Environ. 2018. Vol. 618. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.09.298
15. Chao J.H., Chiu C.Y., Lee H.P. Distribution and uptake of 137Cs in relation to alkali metals in a perhumid montane forest ecosystem // Appl. Radiat. Isot. 2008. Vol. 66. https://doi.org/10.1016Aj.apradiso.2008.02.087
16. Cook L.L., Inouye R.S., McGonigle T.P. et al. tte distribution of stable cesium in soils and plants of the eastern
Snake River Plain in southern Idaho // J. Arid Environ. 2007. Vol. 69. https://doi.Org/10.1016/j.jaridenv.2006.08.014
17. Fesenko S.V., Soukhova N.V., Sanzharova N.I. et al. 137Cs availability for soil to understory transfer in different types of forest ecosystems // Sci. Total Environ. 2001. Vol. 269. https://doi.org/10.1016/S0048-9697(00)00818-4
18. Fogh C.L., Andersson K. Dynamic behaviour of 137Cs contamination in trees of the Briansk region, Russia // Sci. Total Environ. 2001. Vol. 269. https://doi.org/10.1016/s0048-9697(00)00819-6
19. Giannakopoulou F., Gasparatos D., Haidouti C. et al. Sorption behavior of cesium in two Greek soils: effects of Cs initial concentration, clay mineralogy, and particle-size fraction // Soil Sediment Contam. 2012. Vol. 21. https://doi. org/10.1016/j.gexplo.2013.05.004
20. Karadeniz O., Yaprak G. Dynamic equilibrium of radiocesium with stable cesium within the soil-mushroom system in Turkish pine forest // Environ. Pollut. 2007. Vol. 148. https://doi.org/10.1016/jj.envpol.2006.10.042
21. Karadeniz O., Karakurt H., Çakir R. et al. Persistence of 137Cs in the litter layers of forest soil horizons of Mount IDA/Kazdagi, Turkey // J. Environ. Radioact. 2015. Vol. 139. https://doi.org/10.1016/jjenvrad.2014.10.004
22. Konopleva I., Klemt E., Konoplev A. et al. Migration and bioavailability of 137Cs in forest soil of southern Germany // J. Environ. Radioact. 2009. Vol. 100. https://doi. org/10.1016/j.jenvrad.2008.12.010
23. Nagakawa Y., Uemoto M., Kurosawa T. et al. Comparison of radioactive and stable cesium uptake in aquatic macrophytes affected by the Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant accident // J. Radioanal. Nucl. Chem. 2019. Vol. 319. https://doi.org/10.1007/s10967-018-6304-4
24. Ogasawara S., Nakao A., Yanai J. et.al. Phytoavail-ability of 137Cs and stable Cs in soils from different parent materials in Fukushima, Japan // J. Environ. Radioact. 2019. Vol. 198. https://doi.org/10.1016/j.jenvrad.2018.12.028
25. Rafferty B., Dawson D., Brennan M. et al. Mechanisms of 137Cs migration in coniferous forest soils // J. Environ. Radioact. 2000. Vol. 48. https://doi.org/10.1016/S0265-931X(99)00027-2
26. Ruhm W., Yoshida S., Muramatsu Y. et al. Distribution patterns for stable 133Cs and their implications with respect to the long-term fate of radioactive 134Cs and 137Cs in a semi-natural ecosystem // J. Environ. Radioact. 1999. Vol. 45. https://doi.org/10.1016/S0265-931X(98)00104-0
27. Saito T., Makino H., Tanaka S. Geochemical and grain-size distribution of radioactive and stable cesium in Fukushima soils: implications for their long-term behavior // J. Environ. Radioact. 2014. Vol. 138. https://doi.org/10.1016/j. jenvrad.2014.07.025
28. Salt C.A., Kay J.W., Jarvis K.E. The influence of season and leaf age on concentrations of radiocaesium (137Cs), stable caesium (133Cs) and potassium in Agrostis cappillaris // Environ. Pollut. 2004. Vol. 130. https://doi.org/10.1016/'. envpol.2004.01.001
29. Shcheglov A., Tsvetnova O., Klyashtorin A. The fate of Cs-137 in forest soils of Russian Federation and Ukraine contaminated due to the Chernobyl accident // J. Geochem. Explor. 2014. Vol. 142. https://doi.org/10.1016/j. gexplo.2013.05.004
30. Tanaka K., Watanabe N., Yamasaki S. et al. Min-eralogical control of the size distribution of stable Cs and
radiocesium in riverbed sediments // Geochem. J. 2018. Vol. 52. https://doi.org/10.2343/geochemj.2.0501
31. Teramage M.T., Onda Y., Kato H. Small scale temporal distribution of radiocesium in undisturbed coniferous forest soil: Radiocesium depth distribution profiles // J. Environ. Manage. 2016. Vol. 170. https://doi.org/10.1016/j. jenvman.2016.01.014
32. Tsukada H., Hasegawa H., Hisamatsu S. et al. Rice uptake and distributions of radioactive 137Cs, stable 133Cs and K from soil // Environ. Pollut. 2002. Vol. 117. https://doi. org/10.1016/s0269-7491(01)00199-3
33. Tsukada H., Hisamatsu S., Inaba J. Transfer of 137Cs and stable cesium Cs in soil-grass-milk pathway in Amomori // Japan. J. Radioanal. Nucl. Chem. 2003. Vol. 255. https://doi. org/10.1023/A:1022507710447
34. Uchida S., Tagami K. Soil-to-plant transfer factors of fallout 137Cs and native 133Cs in various crops collected in Japan // J. Radioanal. Nucl. Chem. 2007. Vol. 273. https://doi. org/10.1007/S10967-007-0737-5
35. Varskog P., Nœumann R., Steinnes E. Mobility and plant availability of radioactive Cs in natural soil in relation to stable Cs, other alkali elements and soil fertility // J. Environ. Radioact. 1994. Vol. 22. https://doi.org/10.1016/0265-931X(94)90034-5
36. Vinichuk M., Rosén K., Johanson K.J. et al. Cesium (137Cs and 133Cs), potassium and rubidium in macromy-cete fungi and sphagnum plants. In: Singh N. (ed) Radioisotopes — applications in physical sciences. 2011. InTech, Rijeka. https://doi.org/10.5772/22263
37. Vinichuk M., Taylor A.F.S., Rosén K. et al. Accumulation of potassium, rubidium and caesium (133Cs and 137Cs) in various fractions of soil and fungi in a Swedish forest // Sci. Total Environ. 2010. Vol. 408. https://doi.org/10.1016/j. scitotenv.2010.02.024
38. Wakabayashi S., Matsunami H., Takahashi S. et al. Evaluation of 137Cs ageing by dynamics of 137Cs/133Cs ratio in Andosol paddy fields with/without potassium fertilizer application // J. Environ. Radioact. 2020. Vol. 218. https://doi. org/10.1016/j.jenvrad.2020.106252
39. Yoschenko V., Takase T., Hinton T.G. et al. Radioactive and stable cesium isotope distributions and dynamics in Japanese cedar forests // J. Environ. Radioact. 2018. Vol. 186. https://doi.org/10.1016/jjenvrad.2017.09.026
40. Yoshida S., Muramatsu Y., Dvornik A.M. et al. Equilibrium of radiocesium with stable cesium within the biological cycle of contaminated forest ecosystems // J. Environ. Radioact. 2004. Vol. 75. https://doi.org/10.1016/jjen-vrad.2003.12.008
41. Yoshihara T., Matsumura H., Hashida S. et al. Ra-diocesium contaminations of 20 wood species and the corresponding gamma-ray dose rates around the canopies at 5 months after the Fukushima nuclear power plant accident // J. Environ. Radioact. 2013. Vol. 115. https://doi.org/10.1016/j. jenvrad.2012.07.002
42. Zhu Y.-G., Smolders E. Plant uptake of radiocae-sium: A review of mechanisms, regulation and application // J. Exp. Bot. 2000. Vol. 51. https://doi.org/10.1093/ jexbot/51.351.1635
Поступила в редакцию 19.04.2022 После доработки 27.05.2022 Принята к публикации 31.08.2022
ISOTOPIC RATIO OF 137Cs/133Cs IN SOILS AND VEGETATION COVER OF FOREST ECOSISTEMS (REVIEW)
D. N. Lipatov , A. I. Shcheglov, D. V. Manakhov, O. B. Tsvetnova
The aim of the work is to summarize the data available in the scientific literature on the values of the 137Cs/133Cs isotope ratio in soils and vegetation cover of forest ecosystems in radioactively contaminated and background territories. The values of the specific activity of 137Cs and the concentration of 133Cs presented in radioecological studies are unified by calculating the molar ratio of these isotopes. Based on the generalized literature data, it is shown that the values of 137Cs/133Cs in soils, forest litter and vegetation increase in radioactively contaminated areas. In background regions exposed only to global radioactive fallout, the isotopic ratio of 137Cs/133Cs is about 0,1-1,0 (x 10-8), whereas in the Chernobyl fallout zone it increases by 1000-100 000 times. The isotopic ratio of 137Cs/133Cs decreases down the soil profiles in various forest ecosystems. Spatial variation of the 137Cs/133Cs ratio in litter is associated with the diversity of ecotopes in forest biogeocenoses. The alignment of the values of the 137Cs/133Cs ratio in the vegetation cover and upper soil horizons indicates the achieved equilibrium of technogenic 137Cs with natural stable 133Cs in the biogeochemical cycle of this element. A comparative study revealed that the isotopic ratio of 137Cs/133Cs increases in the following range of plant cover representatives: Bryophyta < Sorbus aucuparia < Lichenes < Russula vesca < Frangula alnus < Polypodiophyta. For fungi, interspecific differences were noted in the following increasing series in the isotopic ratio 137Cs/133Cs: Lactarius deliciosus < Sarcodon scabrosus < Suillus bovinus < Tricholoma saponaceum < Lepista nuda < Russula delica < Macrolepiota excoriata. For the reference species of coniferous trees — Pinus sylves-tris - the isotopic ratio of 137Cs/133Cs in the forest area of the Bryansk region polluted by Chernobyl fallout increases in the following number of components: roots < large branches < trunk wood < needles < small branches < cones.
Key words: forest soils, forest litter, fungi, radioecological monitoring, Chernobyl fallout, biogeochemical cycle of caesium.
СВЕДЕНИЯ ОБ АВТОРАХ
Липатов Денис Николаевич, канд. биол. наук, ст. препод. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова, e-mail: dlip@soil.msu.ru
Щеглов Алексей Иванович, докт. биол. наук, проф., зав. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова, e-mail: shchegl@mail.ru
Манахов Дмитрий Валентинович, канд. биол. наук, ст. препод. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова, e-mail: dvmanakhov@gmail.com
Цветнова Ольга Борисовна, канд. биол. наук, вед. науч. сотр. каф. радиоэкологии и экотоксикологии ф-та почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова, e-mail: tsvetnova@mail.ru
